FAKULTETA ZA STROJNIŠTVO

KATEDRA ZA ENERGETSKO PROCESNO IN OKOLJSKO INŽENIRSTVO SMETANOVA UL. 17, P.P. 224, 2000 MARIBOR, SLOVENIJA

TELEFON: (02) 220-7500 ♦ FAX: (02) 220-7990

INŽENIRSTVO OKOLJA (Študijsko gradivo za univerzitetni študijski program strojništva –

smer okoljevarstveno inženirtsvo)

Niko Samec

Maribor, oktober 2005

1

1 Voda

1.1 Uvod Voda je kljucni sestavni del okolja brez katerega ne bi bilo življenja na Zemlji. Najpomembnejši vlogi vode na Zemlji sta njen pomen kot življenjski prostor najrazlicnejših vrst rastlinskega in živalskega sveta ter kot sestavni del vsakega živega bitja, kateremu omogoca normalno funkcioniranje. Razvoj in obstoj življenja na Zemlji sta v najvecji meri pogojena z ohranitvijo zdravega okolja, katerega najpome mbnejši element je prav voda. Za današnjo stopnjo civilizacije predstavlja voda eno temeljnih surovin, ki omogoca potek najpomembnejših energetsko-tehnoloških procesov. Na splošno lahko trdimo, da kolikor razvitejša je družba, toliko vecja je poraba vode. Zato ni nakljucje, da so danes civilizacijsko najrazvitejša obmocja našega planeta ravno v predelih z najvec vode. Ceprav je približno tri cetrtine zemeljske površine pokrite z vodo, kar predstavlja velikanske zaloge, so nekatera podrocja posameznih kontinentov mocno osiromašena z zalogami vode, kar je predvsem posledica razlicnih atmosferskih vplivov in geološke strukture tal. Poleg tega preko 97% skupnih vodnih virov na Zemlji predstavljajo oceani in morja, ki ne omogocajo neposredne uporabe vode. Od preostalih 3% je nekaj vec kot 2% vode v obliki snega in ledu, kar prav tako onemogoca njeno neposredno uporabo. Po grobih izracunih je tako le borih 0,62% skupnih vodnih zalog, v obliki jezer, rek in podtalnih izvorov, ki so neposredno uporabne za cloveka in vecino njegovih dejavnosti v energetiki, industriji, in kmetijstvu. Množina uporabne vode nastaja na osnovi naravnega hidrološkega ciklusa, prikazanega na sliki. Atmosferska vlaga, ki se akumulira v ozracju zaradi hlapenja površinskih voda (oceani, morja, jezera, reke, sneg,...) kondenzira in pada na zemljo v najrazlicnejših oblikah (dež, sneg, megla,...). Del vode ostane na površju zemlje v obliki vodnih tokov, ki polnijo jezera in reke preostala množina padavin pa ponikne in v obliki podtalnice predstavlja najpomembnejši izvor pitne vode. Podtalnica geografsko ni enakomerno razporejena, rast naselij, mest in industrije je na pripadajocih mestih mocno zmanjšala množino podtalnice. Zmanjšanje je ponekod napredovalo tako dalec, da je potrebno za najbližjo prihodnost iskati nove vire pitne in tehnološko uporabne vode, kar je povezano z velikimi stroški. Clovek tako s svojimi vsakdanjimi aktivnostmi ekološko najbolj obremenjuje zanj najpomembnejši del vodnih zalog.

2

Slika 1.1: Kroženje vode v naravi - hidrološki ciklus

Povecana poraba vode bistveno vpliva na onesnaženje naravnih vodnih sistemov. Neposredno zmanjšuje zaloge vode, povecuje množino odpadnih voda, s tem pa zmanjšuje množino uporabne vode zaradi onesnaženja. V naravi je voda v obliki pare skoraj popolnoma cista, najprej pa je njeno onesnaženje možno že v casu kondenzacije. Kondenzacija vodne pare v zraku poteka ob prisotnosti številnih škodljivih topnih snovi, ki vodo predvsem kemicno onesnažijo. Dodatno pa se voda v kapljeviti obliki onesnaži pri potovanju skozi preostali del hidrološkega ciklusa, pri cemer prihaja v stik z najrazlicnejšimi snovmi, ki so posledica predvsem clovekovega delovanja na okolje.

oceansko izhlapevanje 30%

podtalnica 10%

Ocean

pronicanje 50%

atmosfera

kondenzacija

padavine 100% izhlapevanje

30% vegetacijsko izhlapevanje

40%

površinski tok 20%

3

Necistoce v vodi, ki so posledica njenega potovanja skozi hidrološki ciklus so lahko v obliki dispergiranih raztopin ali suspenzij. Suspendirane snovi obicajno tvorijo delci, ki so vecji od molekul vode in se gibajo pod vplivom vzgonskih in viskoznih sil. Disperzne snovi pa zajemajo molekule in ione, ki kemijsko reagirajo z molekulo vode, pri cemer nastajajo nove spojine. Tekoci dispergenti plinov, kapljevin in trdnin pa tvorijo z vodo razne koloidne pene, emulzije in raztopine. Površinske vode v rekah potokih in jezerih pa so izpostavljene tudi biološkim vplivom, posledica katerih je povecana prisotnost najrazlicnejših organskih spojin in organizmov v vodi. V grobem lahko torej onesnaženje voda razdelimo na fizikalno, kemicno in biološko. Glede na izvor onesnaženja vode locimo fizikalne, kemijske in biološke parametre kvalitete voda, katerih dopustne vrednosti so mocno odvisne od samega namena uporabe vode. Z ustreznimi fizikalno-kemijskimi postopki pa lahko vplivamo na vrednosti posameznih parametrov kvalitete vode, ki se zahtevajo za pripravo pitnih, tehnoloških (napajalne, kotlovne, kondenzati), industrijskih in odpadnih voda.

1.2 Fizikalni parametri kvalitete voda Fizikalni parametri kvalitete voda zajemajo vplive onesnaženja, ki zadevajo vidne spremembe vode, primesi, okus in vonj.

1.2.1 Suspendirane trdne snovi V to skupino onesnaževalcev spadajo trdne necistoce organskega ali anorganskega izvora, ki so lahko lažje ali enako težke, vecinoma pa težje od vode. Anorganske trdne snovi kot so glina, mulj, prsti pomešane s kameninami (blato, pesek,...) so prisotne v vecini površinskih voda. Prav tako je za površinske vode znacilna prisotnost organskih primesi kot so razne alge, bakterije in ostanki odmrlih organizmov. Tovrstne primesi oziroma necistoce pridejo v površinske vode (vodotoki, jezera mocvirja,...) po naravni poti kot posledica erozije, prisotnosti živih organizmov in vplivov naravnega okolja. Vsekakor je potrebno poudariti, da se kvaliteta površinskih voda mocno razlikuje glede na razlicne letne case in vremenske prilike. Zaradi velike filtracijske sposobnosti zemeljski plasti omenjene trde suspendirane snovi po vecini niso prisotne v podtalnici, katere sestava je navadno stalna ali pa niha v dolocenih mejah, kar je nedvomno velika prednost pri uporabi. Podtalnica lahko tako vsebuje le manjše kolicine fino suspendiranih snovi. Po drugi strani pa je podtalnica nekoliko bolj obremenjena s koncentracijo molekularno dispergiranih snovi kot so razne soli, raztopljeni plini itd... Vse ostale suspendirane primesi površinskih in talnih voda so bolj ali manj posledica clovekove posredne in neposredne uporabe v prehrambene in industrijske namene. Tako domace odpadne vode vsebujejo velike koncentracije grobo suspendiranih snovi predvsem organskega izvora (ostanki hrane,...), med tem ko v industrijskih odpadnih vodah prevladujejo anorganske suspendirane snovi. Obstaja kar nekaj metod s pomocjo katerih je moc dolocati kolicino vsebnosti suspendiranih snovi anorganskega in organskega izvora. Najpogosteje uporabljena metoda je gravimetrijska metoda, ki temelji na dolocanju celotne mase suspendiranih primesi v vodi s filtracijo ali z

4

uparjanjem vode in tehtanjem trdnega ostanka, pri cemer je potrebno trdni ostanek segreti na 104 °C ± 1 °C. Koncentracijo suspendiranih snovi v vodi tako izrazimo v [mg/liter]. Na ta nacin se doloca t.i. parameter suspendiranih trdnin, ki ga zelo pogosto uporabljamo pri vrednotenju odpadnih voda in sme glede na mednarodne standarde znašati do 30 mg/l.

1.2.2 Kalnost (motnost) Pri dolocanju kvalitete predvsem pitne vode je zelo pomemben parameter kalnost ali motnost. Vsekakor pa ne gre povezovati kalnosti vode s kolicino prej omenjenih suspendiranih snovi, ki so lahko tudi brez barve (steklo, razne soli,...) in tako nimajo neposrednega vpliva na kalnost. Najbolj pogosti vzroki kalnosti vodnih izvirov so erozija koloidnih snovi kot so glina, mulj, pešcenjaki in zemeljski kovinski oksidi. Primesi, ki povzrocajo kalnost pitne vode, imajo obicajno veliko sposobnost absorpcije drugih, zdravju škodljivih snovi, zato je dezinfekcija kalne vode zelo težavna. Kalnost komunalnih in industrijskih odpadnih voda je posledica širokega izvora onesnaženja s stabilnimi koloidi, ki so posledica prisotnosti vecjih koncentracij mila, detergentov, mineralnih in organskih snovi. V splošnem pa se kontrola kalnosti odpadnih industrijskih in komunalnih voda bolj redko izvaja. Kalnost ali motnost vode merimo fotometricno z dolocitvijo odstotka absorbirane svetlobe v kalni vodi pri svetlobnem izvoru dolocene jakosti. Pri tem se zelo pogosto uporabljajo standardizirani aparati kjer posebna žarnica oddaja svetlobo, ki je usmerjena skozi vzorec vode v mali stekleni posodi, na drugi strani pa pod kotom 900 s posebnim fotometrom merimo jakost svetlobe, ki prodre skozi vzorec, nato jakost svetlobnega izvora zmanjšujemo tako dolgo, da fotometer ne zazna vec svetlobnega toka, kar pomeni, da je vzorec absorbiral vso svetlobo, ki je tako neposredno proporcionalna stopnji kalnosti vode. Mersko enoto stopnje kalnosti vode [JTU] (Jakson Turbidity Unit - Jaksonova enota kalnosti) pa so dolocili v enakem aparatu na osnovi absorbiranega svetlobnega toka v suspenziji SiO2, pri cemer ustreza 1 JTU absorpciji svetlobnega toka v suspenziji 1 mg SiO2 v enem litru destilirane vode. V zadnjem casu pa je SiO2 nadomestil Formazin in pojavila se je nova enota stopnje kalnosti vode FTU (Formazin Turbidity Unit - Formazinova enota kalnosti). Kot je bilo že omenjeno, se stopnja kalnosti najpogosteje doloca za pitno vodo, tako je po evropskih merilih dovoljena stopnja kalnosti pitne vode do 1 FTU, ameriški standardi pa so bolj strogi in predpisujejo dovoljeno stopnjo kalnosti vode 0,1 FTU.

1.2.3 Barva Cista voda je brezbarvna, v naravi pa je obarvanost vode posledica najrazlicnejših primesi. Barvo vode, ki je posledica suspendiranih snovi imenujemo navidezna barva, medtem ko barvo vode, ki je posledica raztopljenih snovi in po odstranitvi suspendiranih snovi ostane, imenujemo resnicna ali dejanska barva vode. Zaradi organskih snovi kot so listje dreves, lesni odpadki in razni ostanki rastlin, se v vodi pojavijo razni tanini in organske kisline, ki povzrocajo rumeno-rjavo barvo. Železovi oksidi povzrocajo rdeco, magnezijevi oksidi pa rjavo-crno obarvanost vode. Najvecji vpliv na obarvanost naravnih površinskih voda pa imajo izpusti raznih odpadnih voda tekstilne, papirne prehrambene, procesne in metalurške industrije, ki vsebujejo velike koncentracije najrazlicnejših organskih in anorganskih barvil.

5

Obarvana voda ni sprejemljiva za vecino njenih uporabnikov v gospodinjstvih in industriji, zato se je razvilo veliko metod za dolocanje njene obarvanosti. Prve tovrstne metode so bile razvite v Angliji in po vecini temeljijo na primerjavi vzorcev s standardiziranimi suspenzijami karakteristicnih barv. V laboratorijih imamo na voljo veliko število standardnih vzorcev, ki služijo za neposredno primerjavo z obarvano vodo, rezultati pa so izraženi v [TCU] (True Color Unit - enota dejanske obarvanosti), pri cemer je en TCU ekvivalenten obarvanosti vode z enim mg platine na en liter ciste vode.

1.2.4 Okus in vonj Okus je izredno pomemben parameter predvsem pitne vode, medtem ko je vonj bolj problematicen pri stojecih in odpadnih vodah. Na splošno velja, da primesi, ki povzrocajo vonj vode, vplivajo tudi na njen okus, obratno pa ne velja vedno, saj voda lahko vsebuje veliko mineralov, ki zelo spremenijo njen okus vonja pa ne. Na okus pitne vode imajo tako najvecji vpliv razni minerali in kovine, ki jih voda raztaplja pri prehodu skozi zemeljske plasti razlicne sestave, medtem ko organske primesi povzrocajo spremembo okusa in vonja. Razni kemijski in biološki procesi (npr. razpadanje organskih snovi), ki povzrocajo prisotnost najrazlicnejših kapljevitih in plinastih primesi, prav tako pomembno vplivajo na vonj in okus voda. Obstaja kar nekaj nacinov vrednotenja okusa vode, ki ga povzrocajo primesi anorganskega izvora. Analizo okusa, ki je posledica organskih snovi pa lahko izvajamo s plinsko ali tekocinsko kromatografijo, katere veliki slabosti pa sta cas trajanja analize in visoka cena aparature. Zelo pogosto uporabimo primerjalne metode, ki temeljijo na razredcenju odpadne vode z destilirano. Stopnja jakosti vonja je tako proporcionalna kolicini dodane destilirane vode do 200 ml mešanice, tako da ni vec zaznati vonja. Jakost vonja podamo s številom TON (Thershold Odour Number) na osnovi naslednjega izraza

A

BATON

+= , (en. 1.1)

kjer je A množina testirane vode, B pa kolicina destilirane vode, tako je voda z 1 TON brez vonja. Skala jakosti vonja vode v številih TON je bolj podrobno prikazana v spodnji tabeli.

Tabela 1.1: Odgovarjajoce število jakosti vonja TON glede na množino testirane vode A v 200 ml mešanice

A [ml] 200 175 150 125 100 75 67 50 40 25 10 2 1 TON 1,0 1,1 1,3 1,6 2,0 2,7 3,0 4,0 5,0 8,0 20 100 200

1.2.5 Temperatura Temperatura je eden najpomembnejših parametrov naravnih površinskih voda. Temperatura pospešuje hitrost odvijanja številnih bioloških procesov, ki lahko bistveno vplivajo na kvaliteto naravne vode. Pri segrevanju vode za cca. 10 °C se biološka aktivnost vode podvoji. Prav tako ima temperatura velik vpliv na vecino kemijskih reakcij, ki se odvijajo v vodi in na topnost plinov. Temperatura naravnih vodnih sistemov je odvisna pretežno od temperature ozracja in jakosti sevalnega toplotnega toka sonca oziroma od letnega casa. V splošnem so plavajoce in

6

lebdece primesi bolj podvržene temperaturnim vplivom kot pa tiste, ki se nahajajo bolj globoko v vodi, zato segrevanje vodnih površin sled atmosferskih vplivov pospešuje razvoj površinske mikro flore predvsem stojecih mirnih voda. Bolj problematicne so lokalne spremembe temperatur vodotokov, ki so posledica industrijskih izpustov raznih hladilnih in procesnih odpadnih voda. Povišanje temperature ima velik vpliv na ribjo populacijo, ki v splošnem zahteva nizke temperature in visoko stopnjo raztopljenega kisika, katerega koncentracija pa v segreti vodi pada saj se z višanjem temperature zmanjšuje topnost plinov v vodi. Zaradi vecje biološke oksidacije nekaterih organskih snovi se poraba kisika še povecuje in sicer do te mere, da ga zacne primanjkovati, kar ima za posledico odmiranje najrazlicnejših bioloških snovi. Tako povišanje temperature naravnih voda posredno vpliva tudi na vonj in okus vode.

1.3 Kemijski parametri kvalitete voda Vodo v splošnem imenujemo univerzalno topilo in kemijski parametri kvalitete voda so povezani s topnostjo najrazlicnejših snovi. Popolnoma raztopljeni trdi organski in anorganski delci, alkalnost, trdota, fluoridiziranost, kovinski ioni, organske spojine ter dušikove in fosforjeve spojine so najpomembnejši kemijski parametri vode.

1.3.1 Raztopljeni trdni delci Snovi, ki ostanejo v vodi po filtraciji za odstranitev suspendiranih snovi štejemo za raztopljene. Raztopljene snovi v vodi so posledica delnega ali popolnega raztapljanja najrazlicnejših trdnih snovi, kapljevin in plinov, ki so lahko prav tako organskega ali anorganskega izvora kot disperzne snovi. Raztopljene anorganske snovi v vodi vsebujejo minerale, kovinske ione in pline. Voda lahko pride v stik s temi snovmi preko atmosfere, na zemeljski površini in pri pretakanju podtalnice skozi razlicne geološke plasti. Raztopljene snovi organskega izvora so predvsem posledica produktov razpada rastlinja in organskih kemijskih spojin. Vecina raztopljenih snovi vodi je s stališca uporabnika nezaželenih. Raztopljeni minerali, plini in organske sestavine lahko povzrocajo neprijeten okus, barvo in vonj vode. Nekatere raztopljene kemijske spojine so lahko toksicne ali pa celo karcinogene. Vsekakor pa je vodi vsebovanih dosti raztopljenih snovi, ki so koristne cloveškemu zdravju, kar pa ne velja za njeno uporabo v tehnološke namene. Neposredno merjenje koncentracije raztopljenih snovi lahko dolocimo s tehtanjem trdnega ostanka po uparjanju vode pri 600 °C, ki je bila predhodno filtrirana zaradi odstranitve suspendiranih primesi. Skupno koncentracijo raztopljenih trdnih snovi TDS (Total Dissolved Solids) pa obicajno podamo v [mg/l].

1.3.2 Alkalnost Alkalnost je definirana z množino ionov v vodi, ki reagirajo tako, da nevtralizirajo vodikove ione. Alkalnost je torej merilo sposobnosti vode za nevtralizacijo kislin. Vecina spojin, ki povzrocajo alaklnost najpogosteje pridejo v vodo z raztapljanjem mineralnih snovi iz atmosfere

7

in zemlje. Alkalne sestavine v naravnih vodnih sistemih zajemajo tako CO32-, HCO3

-, OH- , HSiO3

-, H2BO3-, HPO4

2-, H2PO4-, HS- in NH3. Fosfati lahko pridejo v vodo z raznimi detergenti

odpadnih voda, in z raznimi gnojili ter škropivi na kmetijskih površinah. Zdalec najpomebnejše sestavine alkalnosti so bikarbonat (HCO3

-), karbonat (CO32-) in hidroksid (OH-). Poleg

mineralnega izvora lahko omenjene spojine nastajajo z reagiranjem raztopljenega ogljikovega dioksida s produkti mikrobiološkega razpada organskih snovi po naslednjih reakcijah: *

3222 COHOHCO ↔+ (en. 1.2)

−+ +↔ 3*32 HCOHCOH (en. 1.3)

−+− +↔ 233 COHHCO (en. 1.4)

−−− +↔+ OHHCOOHCO 3223 (en. 1.5)

V vodah, ki so na primer bogate z algami, ki predstavljajo izvor ogljika, poteka reakcija (1.5) v desno, kar rezultira k veliki koncentraciji hidroksidnih ionov s cimer se poveca bazicnost vode (pH > 9 ÷ 10). Glede na to, da zgornje reakcije vsebujejo vodikove in hidroksilne ione je koncentracija alkalnih spojin odvisna od pH vrednosti vode, kot prikazuje slika 1.2 za primer kalcijevega karbonata. V primeru pitne vode povzroca povecana koncentracija alkalnih spojin grenak okus. V splošnem pa povecana alkalnost zaradi reakcij z nekaterimi kationi povzroca težave s cevovodi zaradi usedlin in neprijetnega vonja. Alkalnost dolocamo s titriranjem vode s kislino in dolocanjem vodikovega ekvivalenta, pri cemer je alkalnost izražena v mg/l CaCO3. Ce za titriranje uporabimo žvepleno kislino potem 1 ml H2SO4 nevtralizira 1 mg alkalnosti izražene s CaCO3. Meritev alkalnosti zelo pogosto izvajamo pri analizi naravnih vodnih sistemov, ceprav najvišja stopnja alkalnosti z evropskimi predpisi ni dolocena.

8

Slika 1.2: Alkalne sestavine v odvisnosti od pH

1.3.3 Trdota Od molekularno suspendiranih snovi so v surovi vodi navadno v pretežni meri navzoce soli zemeljskih alkalij: kalcija in magnezija, ki tvorijo trdoto vode. Kalcij in magnezij nastopata v vodi v obliki kalcijevega in magnezijevega hidrogenkarbonata (Ca(HCO3)2 in Mg(HCO3)2, ki nastaneta iz karbonatov, ce voda vsebuje dovolj ogljikovega dioksida ( ) ,23223 HCOMgCOOHMgCO ↔++ (en. 1.6)

( ) ,23223 HCOCaCOOHCaCO ↔++ (en. 1.7)

delno pa tudi v obliki drugih soli, predvsem sulfatov in kloridov. Glede na to delimo totalno trdoto vode na eni strani na kalcijevo in magnezijevo trdoto, na drugi strani pa na karbonatno (KT) in na nekarbonatno (NKT) trdoto, ki jo tvorijo ostale soli kalcija in magnezija. Vsebnost soli v vodi oziroma trdoto vode podajamo kvantitativno s trdotnimi stopinjami (°n). Pri nas je v rabi enota: mg CaO/100 cm3 vode, pri cemer množino vseh soli, tudi magnezijevih preracunamo s pomocjo molskih razmerij v mg CaO. Velike množine vode uporabljamo v industriji za proizvodnjo pare ali kot hladilno vodo. Trda voda je povsem neprimerna za proizvodnjo pare, ker se pri segrevanju izlocata magnezijev in kalcijev karbonat, ki zmanjšujeta toplotno prevodnost in povzrocata pregretje kotlovskih sten. Trda voda zmanjšuje tudi toplotno prevodnost hladilnih naprav. Zato je potrebno industrijsko vodo pred uporabo mehcati. Najceneje lahko raztopljene soli odstranimo z dodatkom kalcijevega hidroksida (apna) in natrijevega karbonata (sode). Izlocijo se karbonati, ki jih je mogoce odfiltrirati: ( ) ( ) ,22 23223 OHCaCOOHCaHCOCa +↔+ (en. 1.8)

.423324 SONaCaCOCONaCaSO +↔+ (en. 1.9) Ucinkovito pa lahko omehcamo vodo z ionskimi izmenjevalci, to so organski polimeri, ki vežejo ione (npr. -SO3H skupina). Kationski izmenjevalec veže katione (Ca2+, Mg2+), v vodo pa oddaja vodikove ione (pri cemer nastajajo H3O+ ioni), anionski izmenjevalec veže anione (HCO3

-, SO42-), v vodo pa oddaja hidroksidne ione. Z obema izmenjevalcema je mogoce vodo

zelo dobro omehcati. Tudi v gospodinjstvu je trda voda nezaželena, ker povecuje porabo detergentov in drugih emulgatorjev. Glede na trdoto lahko vodo razdelimo v posamezne skupine: mehka < 5 °n srednje trda 5 - 15 °n trda 15 - 30 °n zelo trda > 30 °n . Mednarodna zdravstvena organizacija predpisuje maksimalno trdoto pitne vode do 50 °n .

9

1.3.4 Fluoridi Fluoridi so bolj redko vsebovani v naravnih površinskih vodnih sistemih in pridejo v vodo preko raznih usedlin in vulkanskih kamenin. Fluoridni ioni so toksicni za cloveka in živali le v velikih kolicinah, medtem ko so male koncentracije celo koristne. Koncentracije okoli 1 mg/l v pitni vodi na primer preprecujejo zobno gnilobo pri otrocih. Vecje kolicine fluoridnih ionov pa že povzrocajo spremembo barve zob in poškodbe okostja. Prisotnost fluoridov pretežno kontroliramo le v pitni vodi.

1.3.5 Kovine V doloceni meri so vse kovine v vodi topne. Kovinske ione v vodi delimo na tiste, ki so v vecjih kolicinah zdravju škodljivi (toksicni) in tiste, ki ne povzrocajo nevarnosti za zdravje tistih, ki jo uživajo. Izvori kovin v naravnih vodnih sistemih so posledica raztapljanja v zemlji prisotnih kovin in dotokov odpadnih voda industrijske in domace uporabe. Poleg kovinskih ionov kalcija in magnezija so v vodi prisotni še ioni natrija in železa ter mangan, aluminij, baker in cink, ki spadajo v skupino netoksicnih kovin. Natrij je najbolj razširjena kovina v naravnih vodah in je zelo reaktiven z ostalimi elementi, s katerimi po vecini tvori soli, ki pa so izredno dobro topne. Povecane koncentracije natrijevih spojin v pitni vodi so lahko zdravju škodljive (predvsem za srcne in ledvicne bolnike). Železo in mangan se zelo pogosto skupaj pojavljata v vodi in v koncentracijah, ki jih je moc zaslediti v naravnih vodah, zdravju nista škodljivi kovini. Dejstvo pa je, da prisotnost malo vecjih koncentracij železa in mangana povzroca probleme obarvanosti vode. Poleg tega nekatere bakterije uporabljajo železo in mangan kot energetske izvore, kar ima za posledico spremembo okusa in vonja vode. Ostale netoksicne kovine so prisotne v tako malih koncentracijah, da ne povzrocajo vecjih težav, razen bakra in cinka, katerih skupna prisotnost že v malih koncentracijah ogroža vecino bioloških sestavin. Toksicne kovine arzen, kadmij, krom, svinec, srebro in barij so zdravju škodljive za ljudi in vecino organizmov. K sreci pa so koncentracije omenjenih kovin v naravnih vodah prisotne v zelo nizkih koncentracijah. Nekoliko vecje koncentracije toksicnih kovin zasledimo v odpadnih industrijskih vodah, katerih prisotnost je obicajno posledica raznih tehnoloških postopkov.

1.3.6 Organske spojine Vecina organskih spojin v naravni vodi, ki so posledica naravnih izvorov ali cloveških aktivnosti, je topnih. Raztopljene organske snovi v vodi razdelimo v dve skupini: biološko razgradljive in nerazgradljive. Biološko razgradljive snovi sestopijo iz organskih spojin, ki lahko predstavljajo hrano številnim mikroorganizmom, prisotnim v naravnih vodah. V raztopljeni obliki so te snovi pretežno sestavljene iz škroba, mašcob, proteinov (beljakovin), alkoholov, kislin, aldehidov in estrov. Mikrobna poraba raztopljenih organskih spojin je povezana z oksidacijo (dodajanje

10

kisikovih atomov, ali odvzemanje vodikovih atomov organskim molekulam) ali redukcijo (odvzemanje kisikovih atomov ali dodajanje vodikovih atomov organskim molekulam). Kljub temu, da se lahko oba procesa odvijata istocasno, proces oksidacije prevladuje, ce je le dovolj raztopljenega kisika v vodi. Tako so produkti mikrobiološke presnove vodnih sistemov z dovolj kisika zelo stabilni, medtem ko so v vodah s pomanjkanjem kisika nestabilni in pripravljeni za nadaljnjo oksidacijo v kolikor pridejo v stik s kisikom. Ce je hitrost porabe kisika, vsled mikrobne presnove organskih spojin, vecja kot je prenos kisika iz atmosfere v vodo lahko pride do resnih problemov organskega onesnaženja naravnih voda.

1.3.6.1 Biokemijska potreba po kisiku - BPK

Množino porabljenega kisika pri mikrobni presnovi dolocene kolicine organskih spojin v vodi imenujemo biokemijska potreba kisika, kar oznacimo z BPK (Biochemical Oxygen Demand - BOD). BPK dolocimo na osnovi meritve porabljenega kisika v posebni testni 300 ml neprodušni posodi z onesnaženo vodo, ki je pet dni izpostavljena nespremenljivim okoljskim pogojem (20 °C, brez svetlobe). Glede na to, da je koncentracija nasicenja kiska v cisti vodi pri 20 °C okoli 9 mg/l, dolocimo BPK onesnažene vode s pomocjo razredcene zmesi onesnažene in ciste vode, pri cemer uporabimo naslednjo enacbo:

[ ] [ ]

POO

BPK t202 −= , (en. 1.10)

kjer je [O2]0 zacetna koncentracija raztopljenega kisika v zmesi, [O2]t preostala koncentracija raztopljenega kisika po petih dneh (t = 5 dni) in P delež onesnažene vode v 300 ml-ski posodi. Tako doloceni BPK oznacimo obicajno z BPK5, ker se nanaša na pet dnevno inkubacijo. Vecina naravnih in komunalnih odpadnih voda vsebuje zadostno populacijo mikroorganizmov za presnovo organskih spojin, v nasprotnem primeru pa jih lahko dodamo, s cimer obicajno povecamo ucinkovitost presnove organskih spojin odpadnih voda. V praksi dolocamo BPK po standardizirani metodi ISO 5815. BPK5 predstavlja porabo kisika mikrobiološke presnove organskih spojin v petih dneh. Skupni BPK dolocenega vzorca ali za poljubni casovni interval pa lahko izracunamo na osnovi diferencialne enacbe naravnega razpada, ki ga karakterizira kemijska reakcija prvega reda

produktiO k→2 , (en. 1.11) kjer je konstanta hitrosti k proporcionalna koncentraciji mikrobov sposobnih presnove in organskih spojin. Za reakcijo (1.11) lahko torej zapišemo naslednjo enacbo hitrosti porabe kisika

[ ] [ ]2

2 OkdtOd −= , (en. 1.12)

kjer je koncentracija kisika [O2] obicajno izražena v [mol/m3], k pa v [d -1] (d - dan). (1.12) predstavlja navadno diferencialno enacbo z locljivima spremenljivkama in jo lahko preprosto integriramo:

11

[ ]

[ ] dtkOOd

−=2

2

[ ]

[ ][ ]

[ ]

∫∫ −=tO

O

dtkOOdt

02

22

02

[ ][ ] tkOO t −=

02

2ln

[ ] [ ] ktt eOO −= 022 (en. 1.13)

Kolicino potrebnega kisika BPKt za presnovo organskih spojin v dolocenem casu izrazimo s pomocjo enacbe (1.13) [ ] [ ]tt OOBPK 202 −= ,

[ ] [ ] ktt eOOBPK −−= 0202 ,

[ ] ( )ktt eOBPK −−= 102 . (en. 1.14)

Podrobno so razmere podane z enacbama (1.13) in (1.14) prikazane na sliki 1.3. Enacba (1.14) predstavlja porabo kisika pri oksidaciji ogljika v molekulah organskih sestavin. Ostali elementi organskih sestavin kot sta na primer dušik in žveplo so prav tako izpostavljeni oksidaciji preko mikroorganizmov, pri cemer lahko za vsakega izmed njih izvedemo enacbo analogno enacbi (1.14), le da se enacbe razlikujejo po vrednostih konstant hitrosti kemijskih reakcij. Vrednost konstante k diktira hitrost porabe kisika neodvisno od koncne vrednosti BPK, ki je po koncani reakciji enaka zacetni koncentraciji kisika [O2]0, kar je graficno prikazano na sliki 1.4.

Slika 1.3: Razmerje koncentracij kisika in BPK cas [d]

12

Nekatere tipicne povprecne vrednosti konstant hitrosti oksidacijskih procesov preko mikroorganizmov so navedene v tabeli 1.2, pri cemer gre poudariti, da so to le orientacijske vrednosti namenjene zgolj primerjavi.

Slika 1.4: BPK v odvisnosti od konstante hitrosti kemijske reakcije

Tabela 1.2: Tipicne vrednosti konstant k za razlicne vode

Vrsta vode k [d-1] pitna voda < 0,1 površinske naravne vode 0,1 - 0,23 lahke komunalne odpadne vode 0,35 težke komunalne odpadne vode 0,40 odplake 0,12 - 0,23

V nasprotju z do sedaj obravnavanim so nekatere organske spojine odporne proti mikrobiološki presnovi. Najbolj pogoste vrste takšnih snovi, ki jih lahko najdemo v naravnih vodah so: taninske in lesne kisline, celuloza in polifenoli. Nekatere organske molekule z mocnimi vezmi med atomi (npr. polisaharidi) in ciklicne spojine (npr. benzen) so prav tako biološko nerazgradljive. Nekatere organske spojine kot so pesticidi, industrijske kemikalije ter ogljikovodiki v kombinaciji s klorom niso biološko razgradljive, ker delujejo toksicno na mikroorganizme. To je tudi eden od vzrokov nenehnega kopicenja strupenih snovi, katerih posledice so vse bolj opazne v prehrambeni verigi ljudi in živali.

1.3.6.2 Kemijska potreba po kisiku – KPK V vodi so lahko prisotne organske spojine, ki niso biološko razgradljive so pa sposobne kemijske vezave s kisikom oziroma z ustreznim ekvivalentnim oksidantom. Kolicino kisika, ki bi bila potrebna za oksidacijo takšnih spojin imenujemo kemijska potreba po kisiku in jo izenacimo s KPK. To je pomemben parameter tehnoloških odpadnih vod in industrijskih

13

odplak in ga lahko dolocamo z razlicnimi metodami, obstaja pa tudi standardizirana metoda ISO 6060.

1.3.6.3 Skupni organski ogljik – TOC

Kolicino vseh organskih spojin (biološko razgradljivih in nerazgradljivih) v vodi lahko dolocimo na osnovi skupnega organsko vezanega ogljika. Parameter TOC se uporablja za analizo vod, ki podaja skupno vsebnost ogljika v raztopljenih organskih spojinah in suspendiranih delcih. TOC dolocamo na osnovi popolnega sežiga in NDIR detekciji pri zgorevanju sprošcenega CO2, metoda je standardizirana z ISO 8245.

1.3.6.4 Adsorbljive organske spojine –AOX

Na osnovi parametra AOX ocenjujemo kolicino halogeniranih organskih spojin izraženo v mg Cl/l, ki se adsorbirajo na aktivno oglje. AOX je torej sumarni parameter prisotnih halogeniranih ogljikovodikov, katerih vrsta ni znana. Metoda dolocevanja je standardizirana (ISO 9562).

1.3.7 Dušikove in fosforjeve spojine (nutrienti) Dušik je osnovna sestavine Zemljine atmosfere in je izredno stabilen, s kisikom reagira le v izrednih pogojih pri zelo visokih temperaturah, pri cemer se tvorijo dušikovi oksidi. Ceprav obstaja kar nekaj mikroorganizmov sposobnih oksidacije plinastega dušika, prihajajo najvecje koncentracije dušika v vodne sisteme s fekalijami. Fekalije so koncentrirane odplake živalskih farm in nekontrolirani izpusti iz greznic individualnih stanovanjskih hiš in urbanih naselij. Vsebujejo velike koncentracije spojin na bazi dušika, ogljika in fosforja. Dušikove spojine lahko na osnovi raznih zemeljskih bakterij oksidirajo in pronicajo globlje v zemljo, kar ima zelo negativen vpliv na kvaliteto podtalnice. Dušik je sestavni element beljakovin, klorofila in številnih drugih bioloških sestavin. Kompleksna struktura organskih snovi odmrlih rastlin in živali ter njihovih ostankov razpade, zaradi mikrobiološke aktivnosti, na po zgradbi enostavnejše sestavine. Beljakovine se transformirajo v aminokisline in nadalje v amoniak (NH3). Ob prisotnosti kisika amoniak oksidira v nitrit (NO2

-) in potem v nitrat (NO3-), kar predstavlja dodatno porabo kisika, zato

tovrstne spojine zmanjšujejo mikrobiološko zmožnost presnove organskih spojin v vodi. Poleg tega pa neposreden vnos dušikovih spojin, s pitno vodo v živ organizem lahko povzroci mocne zastrupitve, katerih posledica je lahko tudi smrt. Glede vsebnosti tovrstnih spojin se danes zahteva zelo natancna kontrola pitne vode in ostalih vodotokov. Fosfor se v vodi pojavlja pretežno v obliki fosfatov (npr. PO4

3-) v razlicnih oblikah. Fosfati so sestavni del živalskih iztrebkov, zato velike kolicine tovrstnih spojin prehajajo v vodo vsled gnojenja kmetijskih površin. Komunalne odpadne vode tudi predstavljajo velik izvor fosfatov v površinskih vodah. Zato vse bolj upada uporaba kondenziranih fosfatov v pralnih sredstvih. Dodaten izvor fosfatov predstavljajo razne industrijske odpadne vode, ki so bile uporabljene pri postopkih kondicioniranja kotlovskih naprav. Sicer pa prisotnost fosfatov nima neposrednega vpliva na zdravje ljudi in živali, posredno pa mocno zmanjšuje kvaliteto vode, zato je njihova dopustna kolicina v pitni vodi omejena s predpisi mednarodne zdravstvene organizacije.

14

1.4 Biološki parametri kvalitete vode Naravna voda vsebuje ogromno bioloških sestavin med katerimi so najpomembnejši mikroorganizmi, ki se mocno razlikujejo tako po velikosti kot po zgradbi. Številni biologi po svetu uporabljajo t.i. indeks biološke pestrosti vodotokov in jezer, pri cemer je množina organizmov dolocenih vrst zelo dober indikator prisotnosti najrazlicnejših polutantov v omenjenih vodnih sistemih.

1.4.1 Patogeni Patogeni so najpomembnejši biološki mikroorganizmi, ker lahko povzrocajo pri cloveku in živalih najrazlicnejše infekcije, okužbe in prenašanje bolezni. Tovrstni mikroorganizmi niso naravni sestavni del vodnih sistemov, ampak za svojo rast in razvoj obicajno potrebujejo prisotnost živalskih gostiteljev. Njihovo razmnoževanje je zelo hitro in se hitro razširijo v danem vodnem sistemu, poleg tega pa so med njimi številni zelo trdoživi mikroorganizmi, katerih življenjska doba je zelo dolga, pri cemer je potrebno poudariti, da se možnost okužbe ali infekcije s casom ne zmanjšuje. Najpomembnejši patogeni vodnih sistemov so bakterije, virusi, protoza in parazitske gliste.

1.4.2 Bakterije Bakterije so enocelicni mikroorganizmi, obicajno brezbarvni in predstavljajo enocelicno obliko živih organizmov. Prebavne motnje so najpogostejši simptomi bolezni in infekcij, ki jih prenašajo bakterije. Kolero, ki je znacilna za azijsko in afriško podrocje na primer prenaša bakterija “Vibrio comma”. Kljub temu, da omogocajo današnja sodobna dezinfekcijska sredstva ucinkovito unicenje bakterij, je potrebno stalno kontrolirati eventualno bakteriološko stanje predvsem pitne vode.

1.4.3 Virusi Virusi so najmanjše danes poznane biološke strukture, ki še vsebujejo vse genetske informacije potrebne za njihovo razmnoževanje, so tako majhni, da jih je komaj moc “videti” s pomocjo elektronskega mikroskopa. Virusi za svoj obstoj potrebujejo gostitelja živalskega izvora. Virozne okužbe z vodnimi virusi se obicajno indicirajo s skupnimi simptomi v obliki motenj živcnega sistema ljudi in živali. Dokazano je na primer, da virozni patogeni povzrocajo hepatitis in veliko primerov tovrstne okužbe s hepatitisom je posledica uživanja lupinarjev, živecih v onesnaženi vodi. Kljub temu, da dezinfekcijska tehnologija omogoca dokaj zanesljivo unicenje virusov v vodi, je njihovo popolno ne prisotnost težko potrditi. Najbolj ucinkovita zašcita vecjih vodnih sistemov pred polucijo z virusi je preventiva, ki se kaže predvsem v pravocasni sanaciji odpadnih voda, ki predstavljajo najpogostejši vzrok virozne onesnaženosti naravnih vodnih sistemov.

15

1.4.4 Protoza Protozo predstavljajo mikroorganizmi, ki so bolj kompleksni kot virusi ter bakterije in lahko v vodi samostojno živijo, glede njihovega ucinka pa so lahko patogeni ali ne patogeni. Njihov ucinek na ljudi in živali se kaže predvsem v prebavnih motnjah. Za njihovo popolno odstranitev iz vode je pa potrebno kompletno cišcenje vkljucno s filtracijo. Življenjski ciklus raznih parazitov in glist obicajno vsebuje sodelovanje dveh gostiteljev, izmed katerih je eden lahko clovek. Onesnaženje vode s tovrstnimi biološkimi organizmi je po vecini posledica nekontroliranih izpustov farmskih odplak in fekalij urbanih naselij, ki vsebujejo iztrebke živalskega ali cloveškega izvora. Seveda pa je možna tudi naravna kontaminacija preko raznih insektov in plazilcev (npr. polži). Na sreco pa so današnji postopki cišcenja voda zelo ucinkoviti pri unicevanju teh organizmov.

1.5 Zahteve kvalitete voda Zahteve po kvaliteti vode se mocno razlikujejo glede na namen in vrsto uporabe. Uporaba vode v dolocene tehnološke, energetske in rekreacijske namene je povezana z zelo specificnimi zahtevami in standardi, katerih opis je sestavni del dolocenega procesa in presega okvir tematike, povezane s standardi kvalitete naravnih vodnih sistemov. S stališca tehniškega varstva okolja nas tako zanima predvsem zahtevana kvaliteta voda naravnih vodnih sistemov, ki je podana s standardi vladnih institucij na osnovi priporocil mednarodnih zdravstvenih in sanitarnih organizacij ter institucij za varstvo okolja. Dovoljena ekološka obremenjenost industrijskih in komunalnih odpadnih voda je zelo odvisna od trenutnega stanja vodnih sistemov v katere so odpadne vode usmerjene. Zato obstajajo splošno veljavni predpisi o kvaliteti odpadnih voda, ki jih je možno delno prilagajati glede na kvaliteto in samocistilno sposobnost dolocenega naravnega vodnega sistema. Ce hocemo torej vzdrževati stanje naravnih vodnih sistemov v okviru s standardi dolocenih predpisov glede onesnaženosti, moramo poskrbeti za cim vecji nadzor in cišcenje industrijskih in odpadnih voda že na mestu njihovega nastanka, kar predstavlja osnovno nalogo varstva okolja na podrocju voda. Kvaliteta naravnih vodnih sistemov v veliki meri pogojuje stanje pitnih voda, za katere veljajo še posebej strogi predpisi in standardi. Splošna merila zahtevajo, da pitna voda naj ne bi vsebovala nobenih dispergiranih snovi, primesi ki povzrocajo kalnost ali motnost, biti mora brez barve in okusa, raztopljene anorganske snovi so lahko prisotne le v zmernih kolicinah, popolnoma pa morajo biti odstranjene organske snovi, toksicne sestavine in patogeni. Danes je vedno manj naravnih vodnih zajetij, ki bi izpolnjevala tako ostre zahteve glede cistosti, zato so vse bolj potrebni številni tehnološki postopki za pripravo pitne vode, ki vodo v koncni eksploataciji zelo podražijo.

1.6 Samocistilna sposobnost naravnih vodnih sistemov Naravna oblika polutantov je bila v površinskih vodah vedno prisotna, že mnogo pred nastopom civilizacije. Mnoge izmed prej naštetih necistoc so bile v manjših koncentracijah vsebovane v naravnih vodnih sistemih kot posledica medsebojnih vplivov posameznih

16

sestavnih delov ekosistema. Vecino primesi je voda, sled njene velike samocistilne sposobnosti, izlocila sama ali nevtralizirala aktivnost dolocenih strupenih substanc. Današnja stopnja civilizacije je z velikimi kolicinami odpadnih voda presegla samocistilno sposobnost predvsem lokalnih naravnih vodnih sistemov, zato je potrebno odpadne vode ocistiti do te mere, da po izpustu koncentracija necistoc ne presega samocistilne sposobnosti lokalnega vodotoka ali jezera. Samocistilni mehanizem naravnih voda zajema fizikalne, kemijske in biološke procese. Hitrost in intenzivnost poteka posameznih samocistilnih procesov je odvisna od velikega števila parametrov, ki so odvisni od strukture danega vodnega sistema. Velik vpliv na naravne procese cišcenja imajo: razni hidravlicni parametri kot sta pretok in turbulentnost toka, potem fizikalne karakteristike in materialna struktura dna, sprememba soncne svetlobe in temperature kakor tudi kemijska sestava primesi naravnih vodnih sistemov. Poleg tega pa je poznavanje in proucevanje naravnih procesov cišcenja v veliko pomoc pri razvoju in projektiranju inženirskih postopkov cišcenja odpadnih voda. V nadaljevanju bomo podali le pregled najpomembnejših samocistilnih procesov naravnih vodnih sistemov.

1.6.1 Fizikalni procesi Najpomembnejši fizikalni samocistilni procesi naravnih voda so razredcenje, naravna sedimentacija in filtracija ter prenos plinov in toplote. Na zacetku tega stoletja je s stališca onesnaženosti odpadnih voda veljala misel, da je rešitev onesnaženja razredcenje (“the solution to pollution is dilution”), saj je predstavljalo razredcenje enega najbolj ekonomicnih postopkov, poleg tega pa je bilo na razpolago dovolj ciste naravne vode, ki je potrebna v ta namen. V vsakem primeru pa je razredcenje kot fizikalni samocistilni postopek zadosten le v primeru izpustov manjših kolicin odpadnih voda v relativno velike množine naravne vode. Kapaciteto razredcenja nekega vodotoka lahko na primer dolocimo na osnovi masne bilance. Ce sta znana volumski pretok in koncentracija dolocene snovi odpadne vode in vodotoka dolocimo skupno koncentracijo te snovi enostavno na osnovi seštevanja koncentracij, pri cemer lahko uporabimo naslednjo enacbo

[ ]( ) [ ]( )

[ ] vodotoka2,vodotoka2,

vode odpadnevodotoka1, AV

VAVA=

+&

&&, (en. 1.15)

kjer je z indeksom 1 podano stanje vodotoka pred izlivom odpadne vode in z 2 stanje za njim. Sedimentacija je naravni postopek izlocanja grobo suspendiranih snovi na dno jezera ali vodotoka, medtem ko lahko vecina koloidnih primesi ostane v obliki vodne disperzije dolgo casa. Naravna sedimentacija pa ima tudi svoje slabe strani, ki se nanašajo predvsem na stanje dna vodnega sistema, ki je prekrito z plastjo finega sedimenta, kar med drugim predstavlja ugodne razmere za razvoj anaerobnih pogojev in vecina sedimentiranih organskih snovi lahko razpade v topljive substance, ki preidejo nazaj v tok. V takih primerih je lahko proces naravne sedimentacije celo neugoden. Hitrost sedimentacije pa je mocno odvisna od nacina gibanja vode, tako je posedanje dispergiranih snovi v izrazito turbulentnih tokovih dosti bolj pocasno kot v mirnih stojecih vodah.

17

Naravna filtracija obsega filtriranje in precejanje vode skozi razlicne geološke sklade in pešcene strukture recnih strug, kar pomeni, da je tovrstni postopek naravnega cišcenja voda bolj znacilen za površinske in podtalne vodne tokove. Pomemben naravni proces cišcenja voda je prenos plinov iz vode in v njo. Zelo pomemben je prenos kisika v vodo, ki je potreben za mikrobiološko presnovo organskih snovi (poglavje 1.3.6). Pod drugi strani je prav tako pomemben prenos plinov, ki so posledica kemijskih in bioloških procesov, v atmosfero. Za nekoliko bolj podrobno obravnavo tovrstnih pojavov je potrebno razumevanje dolocenih osnovnih zakonitosti prenosnih pojavov med sistemi razlicnega agregatnega stanja. Pri tem sta še posebej pomembna dva parametra in sicer topnost razlicnih plinov v vodi in hitrost prenosa plina v obeh smereh. Ravnotežno topnost plinov v vodi lahko podamo s Henry-jevim zakonom

vodeplina

plina

nn

n

+=

0ψ , (en. 1.16)

kjer je ψ0 ravnotežni molski delež raztopljenega plina pri tlaku enega bara, z n pa je oznaceno število molov. Z uporabo Henrijeve konstante H, ki je lastnost plina, lahko enacbo (1.16) zapišemo v nekoliko spremenjeni obliki

Hp

=0ψ , (en. 1.17)

kjer je p tlak plina nad vodo. V kolikor gre za zmes vec plinov nad vodo moramo upoštevati enacbo (1.17) za vsako plinsko sestavino posebej saj velja za zmes plinov Daltonov zakon. Hitrost prenosa plina A v ali iz vode je zelo pomemben parameter aeracije in jo podamo z naslednjo enacbo:

[ ] [ ] [ ]( ) as kAAdtAd −= , (en. 1.18)

kjer je [A]s koncentracija nasicenja plina, [A] aktualna koncentracija in ka koeficient hitrosti, ki je odvisen od fizikalnih pogojev prenosa. Velikost koeficienta ka je najbolj odvisna od temperature sistema, kontaktne površine, ki je na razpolago za prenos plina in upora gibanja med fazama. Temperaturno odvisnost koeficienta ka lahko podamo z van Hoff-Arrheniusovo odvisnostjo T

aa kk θ0= , (en. 1.19) kjer je faktor θ dosegljiv v raznih literaturnih virih za razlicne pline. Upor gibanja med dvema fazama je pogosto pojasnjen z dvo-plastno teorijo, ki sta jo prva objavila Lewis in Whitman l. 1924. V medfaznem podrocju se nahajata dve tanki plasti, ena na strani plina in druga na strani kapljevine, ki predstavljata doloceno oviro pri prehodu plina iz ene v drugo fazo, kot je prikazano na sliki 1.5. Primer absorpcije nastopi kadar je koncentracija istega plina v kapljevini pod koncentracijo nasicenja, kadar pa je aktualna koncentracija plina v kapljevini vecja od nasicenja nastopi primer desorpcije. Prehodni pojav prenosa plina v smeri ne nasicenja traja tako dolgo dokler se

18

ne vzpostavi medfazno ravnotežno stanje, kar pa je odvisno od same hitrosti prenosa. Razlika koncentracij v enacbi (1.18) pa predstavlja osnovno gonilno silo procesa. V primeru mirovanja plinaste faze je prenos odvisen le od difuzije plinskih molekul, kar proces zelo upocasni. V primeru intenzivnega gibanja plinaste faze pa je hitrost plinskih molekul, sled turbulentnega in difuzivno-konvektivnega prenosa bistveno povecana. V veliki vecini primerov naravnih vodnih sistemov je zagotovljena zadostna intenziteta gibanja obeh faz in kot omejitveni faktor prenosa nastopita le medfazni plasti plina in kapljevine. Za pline, ki so dobro topni v vodi (npr. amoniak) je znacilen vecji odpor prehoda skozi plinasto mejno plast, medtem ko je za slabše topne pline (npr. kisik in dušik) prehod bolj težaven skozi kapljevito mejno plast.

Slika 1.5: Dvoplastni model medfaznega prehoda plina:(a) absorpcija, (b) desorpcija

Temperatura voda se dosti manj spreminja kot temperatura atmosfere, zato so živi organizmi v vodi zelo obcutljivi na spremembo temperature, ki ni povezana s spremembo letnega casa. Povišanje temperature naravnega vodnega sistema vpliva posredno ali neposredno skoraj na vse parametre kvalitete voda, ki smo jih podali v predhodnih poglavjih. Pri povecani termicni obremenitvi naravnega vodnega sistema, ki je lahko posledica toplih tokov hladilne industrijske vode, potrebuje takšen vodni sistem pri nespremenljivih atmosferskih pogojih glede na predhodno ravnotežno stanje vodnega sistema in atmosfere, prakticno neskoncen cas vzpostavitve ponovnega ravnotežja. Razne meteorološke spremembe skupaj z ostalimi dejavniki kot so kanalski parametri (globina, širina, površina gladine,...) izdatno vplivajo na prenos toplote med vodnim sistemom in okoljem, ki ga obdaja. Intenzivnost gibanja vodnega toka prav tako vpliva na prenos toplote med atmosfero in vodo, pri cemer je potrebno poudariti, da je pri stojecih vodah vertikalna cirkulacija izkljucno pogojena s temperaturno razliko vode v globini in na površju.

[A] [A]

19

1.6.2 Kemijski procesi Naravni vodotoki vsebujejo velike kolicine raztopljenih mineralov in plinov, ki na razlicne nacine kemijsko reagirajo med sabo. Oksidacija, redukcija, raztapljanje in ostali kemijski postopki lahko pospešujejo ali pa tudi zavirajo samocistilno sposobnost naravnih voda. Vecina oksidacijsko redukcijskih pretvorb, ki predstavljajo pomembno vlogo pri samocistilnih naravnih procesih je obicajno bio-kemijske narave. Mnoge izmed raztopljenih trdnih snovi po dolocenih reakcijah predstavljajo spojine primerne za mikrobiološko presnovo. Pomembno vlogo pri ke mijskih procesih v vodi igrajo mikro nutrienti (razni kovinski ioni), ki lahko po reagiranju z ostalimi vodnimi primesmi postanejo popolnoma topni in uporabni kot hrana razlicnim vodnim organizmom. Kemijski procesi vodnih tokov in jezer pomagajo stabilizirati pH faktor. Na primer apnenec in ostale oblike kalcijevega karbonata lahko razpadejo na osnovi v vodi vsebovanega ogljikovega dioksida ali pa le-tega na osnovi reverzibilnih kemijskih reakcij raztapljajo kot to prikazuje naslednji kemijski mehanizem: 3222 COHCOOH ↔+ , (en. 1.20)

−+ +↔ 332 HCOHCOH , (en. 1.21)

−++ +↔+ 32

3 HCOCaHCaCO . (en. 1.22) Tako nastali bikarbonati varujejo vodni tok pred nihanjem pH vrednosti, kar bi v nasprotnem primeru škodovalo vecini vodnih sistemov.

1.6.3 Bio-kemijski procesi Mnogo kemijskih reakcij samocistilnih procesov naravnih voda je biološko stimuliranih. Tovrstne reakcije se ne odvijajo spontano ampak potrebujejo zunanji inicialni vir energije. V primeru biološko razgradljivih snovi in raznih nutrientov potrebno aktivacijsko energijo vsebujejo mikroorganizmi, ki rabijo te snovi za hrano in energijo. Vse procese v katerih sodelujejo mikroorganizmi imenujemo metabolizem. Metabolicni procesi predstavljajo vitalni del samocistilne sposobnosti naravnih vodnih sistemov. Biokemijske reakcije, ki so vsebovane v metabolicnih procesih, so zelo zapletene in še danes niso popolnoma proucene. Znano je, da se morata simultano odvijati dva procesa, pri cemer vsak zase vsebujeta veliko število vmesnih stopenj, eden se imenuje katabolizem drugi pa anabolizem. Prvi skrbi za energijo potrebno za sintezo celic in še za nekatere druge celicne funkcije, drugi pa oskrbuje celice s snovmi, ki omogocajo njihovo rast. V primeru prekinitve zunanjega izvora hrane mikroorganizmi porabljajo lastno akumulirano energijo za vzdrževanje potrebne energije, kar imenujemo endogeni katabolizem. Vsak tip mikroorganizma ima svojo lastno pot presnove, ki jo v posplošeni obliki prikazuje slika 1.6. Zelo pomembno vlogo v bio-kemijskih reakcijah predstavljajo encimi. Encime lahko obravnavamo kot neke vrste bio katalizatorje, ki vplivajo na potek kemijskih reakcij, ne da bi pri tem doživeli kakršno koli snovsko ali strukturno spremembo. V bio-kemijskih procesih encimi zmanjšujejo potrebno aktivacijsko energijo. Po zgradbi so encimi kompleksni gradniki

20

beljakovin, ki v najrazlicnejših oblikah sodelujejo pri vsaki bio-kemijski reakciji metabolicnih procesov posameznih mikroorganizmov.

Slika 1.6: Splošna shema metabolicnega sistema

1.6.4 Model raztapljanja kisika vodi Raztopljeni kisik je ena najpomembnejših sestavin naravnih voda. Neposredno rabijo kisik ribe in ostale vodne živalske vrste, zato mora biti minimalna povprecna koncentracija raztopljenega kisika v vodi okoli 2 mg/l. Poleg zagotavljanja življenjskih pogojev mnogim organizmom v vodi, je prisotnost kisika pomembna še s stališca zagotavljanja aerobnih pogojev, ki preprecujejo onesnaženje voda z neprijetnim vonjem, barvo in okusom, kot posledica nekaterih produktov kemijskih in bio-kemijskih reakcij. Z odpadnimi vodami se koncentracija organskih snovi naravnih voda, na dolocenih lokacijah bistveno poveca in mikroorganizmi zacno, na osnovi raztopljenega kisika, proces presnove organskih spojin v nove oblike celic in oksidirane odpadne produkte. Kolicino potrebnega kisika za tovrstno konverzijo imenujemo biokemicna potreba kisika - BPK (poglavje 1.3.6). Hitrost porabe raztopljenega kisika je odvisna od kolicine organskih snovi, njihove biološke razgradljivosti in kapacitete razredcenja vodnega sistema. Porabljeni raztopljeni kisik v vodi je potrebno nadomestiti, kajti v nasprotnem primeru se lahko razvijejo anaerobni pogoji z vsemi nadaljnjimi posledicami. Poznamo dva mehanizma prenosa kisika v vodo in sicer: • raztapljanje atmosferskega kisika v vodi, kar imenujemo aeracija, • produkcija kisika s fotosintezo alg. Ko pade koncentracija raztopljenega kisika v vodi pod ravnotežno koncentracijo (poglavje 1.6.1 - medfazni prenos plinov), se pricne proces prenosa kisika iz atmosfere v vodo. Razliko

katabolizem

**

anabolizem

organske snovi

+ mikroorganizmi

nove celice (biomasa)

endogeni katabolizem

energija odpadni produkti

*

* energija za reprodukcijo ** vzdrževalna energija

odpadna toplota

+

organski ostanek

21

med ravnotežno [O2]s in dejansko koncentracijo kisika [O2] v vodi imenujemo primanjkljaj kisika D [ ] [ ]22 OOD s −= . (en. 1.23)

V primeru konstantnih ravnotežnih pogojev (konstantna ravnotežna koncentracija kisika) je hitrost spremembe primanjkljaja kisika nasprotno enaka hitrosti spremembe aktualne koncentracije kisika v vodi, kar lahko predstavimo z naslednjim matematicnim zapisom:

[ ]dtOd

dtdD 2−= . (en. 1.24)

Primanjkljaj kisika v vodi je torej gonilna sila aeracije, kajti nižja kot je koncentracija kisika višja je stopnja aeracije. Ob prisotnosti soncne svetlobe alge metabolizirajo anorganske snovi pri cemer nastaja kisik, kar lahko ponazorimo z naslednjo posplošeno kemijsko reakcijo:

( ) OHOOCHOHCO msvetloba

22222 2 ++ →+43421

algcelice nove

. (en. 1.25)

Tako nastali kisik lahko delno dopolnjuje primanjkljaj raztopljenega kisika, katerega poraba je pretežno povezana z mikrobiološko razgradnjo organskih odpadnih snovi. V primeru neprisotnosti soncne svetlobe pa se odvija nasprotni proces reakcije (1.25) OHCOOOCH 2222 +→+ , (en. 1.26) kar predstavlja dodatno porabo raztopljenega kisika v vodi. Tovrsten pojav je lahko problematicen predvsem v vodah, ki so bogate z algami. V takšnih primerih je možna nadomestitev porabljenega kisika le na osnovi aeracije. Vecina današnjih modelov raztapljanja kisika v vodi je razvita na osnovi modela, ki sta ga že l. 1925 formulirala Streeter in Phelps. Ta model omogoca napoved spremembe primanjkljaja kisika v odvisnosti od potrebe kisika vsled mikrobiološke razgradnje organskih odpadnih snovi (BPK) in tokovne aeracije. Torej hitrost padanja koncentracije kisika je enaka hitrosti nastajanja biološke potrebe kisika

[ ]dtOd

dtdBPK 2−= . (en. 1.27)

Z vstavljanjem enacbe (1.27) v (1.24)

dtdD

dtdBPK = (en. 1.28)

22

lahko pokažemo, da je hitrost nastajanja biološke porabe kisika enaka hitrosti narašcanja njegovega primanjkljaja. V poglavju 1.3.6 smo definirali BPKt kot razliko koncentracij kisika pred zacetkom mikrobiološkega razpada in po nekem casu t BPKt = [O2]0 -[O2]t , (en. 1.29) in ker je [O2]0 = konst., velja:

[ ]dtOd

dtdBPK tt 2−= . (en. 1.30)

Z upoštevanjem enacb (1.12) in (1.28) dobimo

[ ]tOkdtdD

2= , (en. 1.31)

kar pomeni, da je hitrost spremembe pomanjkanja kisika premo sorazmerna trenutni koncentraciji raztopljenega kisika, v smislu hitrosti kemijske reakcije prvega reda. Casovni odvod v enacbi (1.31) lahko nadomestimo z rD, kar omogoca še enostavnejši zapis hitrosti spremembe deficitarnega kisika [ ]tD Okr 21= , (en. 1.32)

kjer ima koeficient hitrosti kemijske rakcije k1 enak pomen kot v enacbi (1.12), pri cigar dolocitvi pa ne upoštevamo njegove odvisnosti od razredcenja toka. Hitrost raztapljanja kisika v vodi je prav tako proporcionalna hitrosti kemijske reakcije prvega reda z ozirom na primanjkljaj kisika DkrR 2−= , (en. 1.33) kjer rR pomeni hitrost aeracije (hitrost raztapljanja kisika v vodi), k2 aeracijska konstanta hitrosti, ki je odvisna od parametrov vodnega sistema in temperature, pri cemer je dovolj uporabiti van Hoff-Arrheniusovo odvisnost (θ=1,016). Negativni predznak v enacbi (1.33) reflektira dejstvo, da se z narašcanjem koncentracije kisika zaradi aeracije zmanjšuje njegov primanjkljaj. Dejansko je pomanjkanje kisika v vodi funkcija tako reaeracije kot porabe. Enacbi (1.32) in (1.31) kažeta, da imata omenjena procesa nasprotujoc ucinek na primanjkljaj kisika v vodi, kar je graficno prikazano na sliki 1.7. Tako je skupna hitrost spremembe primanjkljaja kisika vsota hitrosti reaeracije in porabe

[ ] DkOkrrdtdD

tRD 221 −=+= . (en. 1.34)

Casovna odvisnost poteka dejanske koncentracije kisika [O2]= [O2]s - Dt ima tako karakteristicen minimum, ki ga imenujemo ukrivljenost kisikove krivulje.

23

Slika 1.7: Casovna odvisnost spremembe koncentracije raztopljenega kisika v vodi

Z upoštevanjem enacbe (1.13) lahko diferencialno enacbo (1.34) zapišemo v obliki nehomogene linearne diferencialne enacbe prvega reda pri cemer sprememba primanjkljaja kisika nastopa kot odvisna spremenljivka

[ ] tkeOkDkdtdD

10212

−=+ (en. 1.35)

Rešitev diferencialne enacbe (1.35) omogoca casovno dolocitev spremembe primanjkljaja in s tem dejanske koncentracije raztopljenega kisika v vodi. Ob upoštevanju zacetnega pogoja

t = 0 ⇒ D = D0 , dobimo naslednjo rešitev

[ ] ( ) tktktk eDee

kkOk

D 2210

12

021 −−− +−−

= . (en. 1.36)

Kriticno koncentracijo pomanjkanja raztopljenega kisika Dc, ki je dosežena po nekem casu tc dolocimo iz enacbe (1.35) z upoštevanjem, da je v tej tocki hitrost spremembe primanjkljaja kisika enaka nic

[ ] ctkc eOkDk 1

0212−= , (en. 1.37)

od koder lahko izrazimo Dc

24

[ ] ctkc eO

kk

D 102

2

1 −= . (en. 1.38)

Rešitev enacbe (1.38) je odvisna od vrednosti tc, ki jo lahko ob upoštevanju

t = tc ⇒ D = Dc , dolocimo na osnovi enacbe (1.36):

[ ]

−−

−=

021

120

1

2

121ln

1Ok

kkD

kk

kktc . (en. 1.39)

Na osnovi enacb (1.38) in (1.39) lahko torej izracunamo kriticno koncentracijo raztopljenega kisika v vodi in z upoštevanjem

s

cc w

xt = , (en. 1.40)

kjer je ws hitrost vodnega toka, tudi položaj xc, kjer se pojavi minimum krivulje raztapljanja kisika. Ob dobri izbiri koeficientov reakcijskih hitrosti je z izpeljanimi enacbami možna dokaj dobra napoved minimalne koncentracije kisika v vodi in njenega položaja. Seveda je potrebno pri tem poudariti, da v realnih sistemih nastopa še veliko dodatnih vplivnih faktorjev na raztapljanje kisika, ki niso zajeti v tej obravnavi (npr. tvorba kisika zaradi fotosinteze alg), prav tako smo pri matematicni izpeljavi upoštevali le stacionarne pogoje vodnega toka. Za prakticno uporabo obstajajo danes dosti bolj realni modeli dolocanja kriticne in minimalne koncentracije raztopljenega kisika v vodi (Streeter - Phelps), ki upoštevajo vsakodnevni ucinek fotosinteze alg, nitrifikacijske procese in sedimentacijo organskih odpadnih snovi.

25

1.7 Aplikativnost naravnih procesov v inženirskih sistemih cišcenja odpadnih voda

Vecino principov fizikalnih, kemijskih in bio-kemijskih samocistilnih procesov naravnih voda lahko uporabimo v inženirskih sistemih cišcenja odpadnih voda. Za inženirske sisteme je znacilno, da lahko z natancno kontrolo vplivnih faktorjev hitrost posameznega procesa maksimalno povecamo, kar po drugi strani bistveno zmanjša cas trajanja samega cistilnega postopka.

1.7.1 Fizikalni procesi Najpogosteje uporabljeni fizikalni procesi, ki jih uporabljamo v inženirskih cistilnih sistemih odpadnih voda so sedimentacija, filtracija in aeracija. To so osnovni separacijski procesi, ki omogocajo odstranitev najrazlicnejših odpadkov in produktov kemijskih ter bio-kemijskih procesov odpadnih voda. Sedimentacijo uporabljamo za odstranitev delcev in raznih koloidnih snovi. Pri cišcenju odpadnih voda se proces sedimentacije izvaja v velikih, zato posebej zgrajenih bazenih ali rezervoarjih, da lahko minimiziramo turbulentnost gibanja, ki zadržuje odpadne snovi v toku onesnažene vode in nam omogoca periodicno odstranitev sedimenta. V primeru, da delci odpadnih snovi niso tako veliki, da bi v dolocenem casu zadrževanja v cistilnem bazenu sedli na dno, lahko odpadni vodi dodamo razne kemijske primesi, ki koagulirajo z malimi delci pri cemer se poveca njihova masa do te mere, da so sedimentacije sposobni. Filtracijo najpogosteje uporabljamo za odstranitev grobo dispergiranih snovi iz odpadnih voda. Materiali filtrov, katerih granulacija je odvisna od povprecne velikosti odpadnih delcev, imajo lastnosti naravnih filtracije sposobnih materialov kot so pesek, prod, gramoz itd... Procese prenosa plinov, lahko uporabljamo v inženirskih cistilnih sistemih bodisi za odstranitev ali dodajanje plinov odpadnim, industrijskim ali pitnim vodam. Hitrost prenosa plinov obicajno intenziv iramo z povecevanjem medfazne kontaktne površine. Dodajanje plinov kot so na primer ogljikov dioksid in klor (karbonacija, dezinfekciranje) se obicajno izvaja v zaprtih sistemih pri povišanem tlaku, kar bistveno poveca hitrost prenosa plina v vodo.

1.7.2 Kemijski procesi Kemijske snovi zelo pogosto uporabljamo pri obdelavi vseh vrst voda. Na osnovi raznih kemijskih aditivov lahko bistveno spremenimo stanje voda. Vsekakor je potrebno poudariti, da umetno ustvarjeni kemijski procesi igrajo predvsem vlogo konverznih procesov cišcenja odpadnih voda, ki omogocajo odstranitev in separacijo trdnih delcev, kapljevin in plinov s pomocjo prej omenjenih fizikalnih procesov.

26

1.7.3 Biološki procesi Biološki procesi so v veliki meri vkljuceni v inženirske sisteme cišcenja predvsem odpadnih voda. Uporabljajo se za razgradnjo organskih odpadnih snovi in nekaterih nutrientov. Biološki procesi predstavljajo osnovo sekundarnega procesa cišcenja odpadnih voda, kjer se raztopljene in koloidne organske snovi transformirajo v biomaso, ki jo lahko kasneje odstranimo iz vodnega toka. Tehnološki sistemi tovrstnega postopka cišcenja odpadnih voda so grajeni tako, da je vzpostavljen kar najbolj optimalen kontakt med mikroorganizmi in presnove zmožnimi organskimi snovmi.

1.8 Postopki cišcenja odpadnih voda Onesnaženje naravnega vodnega sistema nastopi takrat, ko se zaradi odpadnih voda spremeni dano dinamicno ravnotežje, spremembo pa zaznamo v spremenjeni kakovosti vode in spremenjeni sestavi življenjske združbe. Viri in sestava odpadnih voda so zelo pestri. Kljub pestrosti pa vendar lahko ugotovimo nekaj skupin kar zadeva vire in sestavo.

1.8.1 Vrste odpadnih voda Komunalne odpadne vode prihajajo iz stanovanj (ostanki hrane, pomivanje, pranje, umivanje, kopanje in fekalije). Današnje komunalne odpadne vode vsebujejo tudi vecje koncentracije sinteticnih pralnih in cistilnih sredstev. Vecje živinorejske farme dajejo mocno obremenjene odpadne vode, ki vsebujejo med drugim tudi antibiotike. Glavni vir odpadnih voda, ki povzrocajo najvec nevšecnosti, je industrija. Nevšecnosti izhajajo predvsem iz dejstva, da je množina teh voda zelo velika in da se, zaradi hitrega spreminjanja proizvodnih tehnoloških postopkov, sestava hitro spreminja. Cisto posebna skupina so hladilne vode, ki jih uporabljamo v velikih toplotnih termoenergetskih sistemih, medtem ko so drugi viri hladilnih voda zanemarljivi in imajo le nekoliko vecji lokalni vpliv. S stališca vpliva odpadnih voda na odvodnike in nacine cišcenja je primerna razdelitev odpadnih voda v štiri skupine: • zagnitja sposobne odpadne vode, • zagnitja nesposobne odpadne vode, • hladilne odpadne vode, • strupene odpadne vode. Vsaka izmed naštetih skupin sproži svojevrsten premik dinamicnega ravnotežja, to je svojevrstno onesnaženost in s tem doloceno vrsto in zaporedje postopkov cišcenja. Zagnitja nesposobne odpadne vode spreminjajo opticne lastnosti naravne vode in sestavo dna odvodnika (potoki, reke, jezera). Odvodnik je za svetlobo manj prepusten ali celo neprepusten in ima gibljivo dno. S tem so bolj ali manj prizadeti asimilirajoci organizmi in naselitev talnih vodnih rastlin in živali, posledica cesar je zmanjšana zmožnost biološke presnove organskih snovi. Flora in favna odvodnika onesnaženega z zagnitja sposobnimi odpadki je tako mocno osiromašena, kar se odraža v zmanjšanju števila živalskih vrst.

27

Zagnitja sposobne odpadne vode zapadejo razkroju, ko dospejo v odvodnik. Razkroj je pretežno delo bakterij in je lahko aeroben ali anaeroben (poglavje 1.6.4), s porabljanjem raztopljenega kisika in nastajanjem razkrojnih ne do konca oksidiranih vmesnih produktov premaknejo dinamicno ravnotežje v soglasju s svojo množino in hitrostjo razkrajanja. Vsled tega se postopno izlocajo vodni organizmi z ozirom na potrebe po kisiku in glede obcutljivosti na vmesne razkrojne produkte. V skrajnem primeru ostane le nekaj vrst in pa ogromno število mikroorganizmov med katerimi prevladujejo predvsem bakterije tako aerobne kot anaerobne. Izlocanje organizmov je vedno tako, da postaja življenjska združba kvalitativno bolj siromašna, kvantitativno pa bogatejša. Za mocno onesnažene odvodnike z zagnitja sposobnimi odpadnimi vodami je znacilno, da so kalni in da imajo neprijeten vonj ter, da je v blatnem dnu in pod prodniki anaerobno življenjsko okolje. Takšno okolje takoj spoznamo po crnikasti barvi blata tik pod površino, po dviganju plinastih mehurckov iz blata ali po crnikastih lisah na spodnji strani prodnikov. Eventualna prisotnost strupov v odpadnih vodah unicuje vse žive organizme, dokler je njihova koncentracija zadostna. Hladilne vode prinašajo v odvodnik toploto. Povišana temperatura ima dvojen ucinek. Kadar je dovolj visoka, na splošno nekako med 32 in 40 °C, je ucinek neposreden, vodni organizmi zapadejo toplotni smrti. Sicer pa imamo opraviti s posrednim ucinkom. Eden takih ucinkov je sprememba bioloških ritmov npr. dnevnega in letnega temperaturnega ritma, ritma rasti, razmnoževanja, drstitvenih selitev rib in podobno. Take spremembe lahko imajo usodne posledice za sestavo življenjske združbe, ker izlocijo nekatere clene in spremenijo dinamicno ravnotežje, pri cemer lahko pride tudi do gospodarske škode. Naravno cišcenje onesnaženega vodnega sistema (poglavje 1.6) pride v upoštev le pri zagnitja sposobnih odpadnih vodah, pri cemer je ves proces splet prehrambenih verig razlicnih vrst vodnih organizmov. Ocenjevanje onesnaženja, ki ga odpadne vode povzrocajo v odvodnikih, je možno s kemijsko ali z biološko analizo. S kemijsko analizo dolocimo spremembe v kemijski sestavi vode, kar pokaže trenutno stanje, z biološko analizo pa ugotavljamo spremembe v sestavi življenjske združbe, kar pokaže dolgorocnejše vplive. Poznamo vec metod biološke analize med katerimi sta najbolj pogosto uporabljeni t.i. ekološka in fiziološka. S pomocjo ekološke metode ugotavljamo spremembe v sestavi življenjske združbe v odvodniku nad izvorom odpadne vode in pod njim. Zelo pogost postopek tovrstne metode je saprobni sistem, ki temelji na osnovi reagiranja življenjske združbe na zmanjševanje vsebnosti raztopljenega kisika in na vsebnost razkrojenih produktov zaradi razpada zagnitja sposobnih snovi. Cim manjša je koncentracija raztopljenega kisika in cim vecja je koncentracija razkrojenih produktov, tem vecja je stopnja onesnaženosti. V saprobnem sistemu imajo doloceno vlogo vodilni organizmi, to so vrste, ki so pri doloceni stopnji onesnaženja najbolj številne. Saprobni sistem ima štiri stopnje onesnaženja in tri vmesne ali prehodne, vse pa oznacimo z imeni ali številkami: I. oligosaprobna stopnja - malenkostno onesnaženje, II. beta mezosaprobna stopnja - zmerno onesnaženje, III. alfamezosaprobna stopnja - mocno onesnaženje, IV. polisabrobna stopnja - zelo mocno onesnaženje.

28

Za natancnejšo opredelitev stopnje onesnaženja nekega odvodnika obstajajo tudi vmesne ali prehodne stopnje. Saprobni sistem je zelo uporaben pri onesnaženju naravnih voda z zagnitja sposobnimi odpadnimi vodami, nekoliko manj uporaben pri vecjem deležu industrijskih odpadnih voda in popolnoma neuporabnem pri zagnitja sposobnih,strupenih in hladilnih odpadnih vodah. Druga metoda ocenjevanja stopnje onesnaženja odvodnika je fiziološka, s katero ugotavljamo kakovost vode s testnimi organizmi v laboratoriju. Prednost te metode pred ekološko je, da so njeni izsledki bolj natancni, slaba stran pa, da preizkusi ne tecejo v naravnem okolju. Najbolj znan postopek te metode je dolocevanje biokemijske potrebe po kisiku (poglavje 1.6.4). Pomemben postopek biološke analize je tudi uporaba izbranih testnih organizmov in ga izvajamo v laboratorijskih kontroliranih pogojih. Bistvo postopka je v tem, da damo v vodo, ki jo preiskuje mo enkrat organizme, ki razkrajajo zagnitja sposobne snovi, drugic pa organizme, ki asimilirajo. Za razkroj zagnitja sposobnih snovi uporabljamo bakterije, za asimilacijo pa alge. Povecano število testnih organizmov v dolocenem casu je merilo za onesnaženje. S tem postopkom dobimo vpogled, koliko zagnitja sposobnih snovi vsebuje vzorec preiskovane vode in koliko vsebuje anorganskih soli, ki so potrebne za primarno biološko produkcijo, to je za rast podvodnih rastlin. Glede na omejenost samocistilne sposobnosti naravnih voda je rešitev vsled njihovega prekomernega onesnaženja, samo v uspešnem cišcenju odpadnih voda, pri cemer moramo upoštevati: • zdravje ljudi in živali, • neposredna uporaba talne vode kot pitne, • možnost priprave pitne in uporabne vode iz površinskih voda, • uporaba vode za vodno rekreacijo in šport, • gospodarski vidik uporabnosti voda (ribolov, namakanja ...), • varstvo naravne krajine. Osnova za racionalno gospodarjenje z vodami v industriji in proizvodnih obratih pa je loceno izpušcanje obremenjenih in neobremenjenih voda. To zahteva izgradnjo povsem locene kanalizacije za komunalne, agresivne in hladilne odpadne vode.

1.8.2 Postopki cišcenja komunalnih odpadnih voda Cistilni postopki komunalnih odpadnih voda so že dolgo poznani in relativno dobro prouceni. Nekoliko vec težav imamo pri cišcenju industrijsko specificnih odpadnih voda, ki so posledica razlicnih proizvodnih postopkov in hitre menjave proizvodnega nacrta. Nemogoce je zgraditi neko univerzalno cistilno napravo, s katero bi bilo moc obdelati vecino industrijskih odpadnih voda, zato je nujno prilagajanje projektiranja cistilnih naprav in postopkov specificnosti posameznim vrstam odpadnih voda, kar bistveno podraži sam postopek cišcenja. Pri tem je kljucnega pomena upoštevanje množine odpadnih voda in stopnje ocišcenja glede na velikost in kvaliteto odvodnika.

29

Izbira samih postopkov cišcenja odpadnih voda je odvisna predvsem od vrste onesnaževalca in njihove koncentracije. V preglednici 1.3 je podan kratek pregled nekaterih postopkov cišcenja odpadnih voda glede na vrsto necistoc. Cišcenje komunalnih odpadnih voda delimo v vec stopenj, izvajanje katerih je odvisno od vrste kontaminanta, njegove koncentracije in stanja odvodnika. Tako locimo postopke cišcenja prve, druge in tretje stopnje, pri cemer se lahko postopki cišcenja posameznih stopenj med sabo prepletajo. S postopki cišcenja prve stopnje želimo odstraniti predvsem trde necistoce odpadnih voda. Vecje kose odstranimo z raznimi zaporedno postavljenimi rešetkami, katerih gostota se postopoma povecuje. Anorganske primesi trdih delcev (npr. prod, pesek, glina, prst, pešcenjaki, steklo, kovinski delci, jajcne lupine) odstranimo v zato posebej zgrajenih kanalih, kjer se hitrost toka odpadne vode bistveno zmanjša tako, da omenjeni delci lahko sedimentirajo in jih s strgali odstranimo. Vecino organskih delcev pa izlocimo s sedimentacijo. Tipicen primer cišcenja odpadnih voda I stopnje je prikazan na sliki 1.9. Tabela 1.3: Osnovne operacije in procesi cišcenja odpadnih voda

Vrsta onesnaževalca Osnovna operacija, proces oz. postopek cišcenja

trde necistoce precejanje skozi rešetke sedimentacija filtracija flotacija dodajanje kemijskih polimerov koagulacija s sedimentacijo

biološko razgradljive organske snovi

postopki s poživljenim blatom aeracijski oz. oksidacijski zbiralniki razni biološko-kemijski procesi

patogeni kloriranje hiper kloriranje ozonacija

nutrienti razne variacije biološke nitrifikacije ionska izmenjava plinska konverzija amoniaka

fosfor in njegove spojine dodajanje kovinskih soli biološko-kemicno odtranjevanje fosforja apnena koagulacija/sedimentacija

refrakcijske organske snovi adsorbcija ogljika terciarna ozonacija

težke kovine kemjsko zgošcevanje ionska izmenjava

raztopljeni anorganski delci ionska izmenjava reverzibilna osmoza elekrodializa

strupene snovi napredni oksidacijski postopki

I. stopnja, mehansko cišcenje

II. stopnja, biološko cišcenje

III stopnja, bio-kemijsko cišcenje

nekateri napredni postopki cišcenja

30

II. stopnja cišcenja odpadnih voda obicajno obsega biološko konverzijo raztopljenih in koloidnih organskih spojin v biomaso, ki jo delno lahko izlocimo s sedimentacijo. Medsebojne stike mikroorganizmov in organskih odpadnih snovi lahko optimiziramo z dodajanjem biomase, ki vsebuje mikroorganizme oziroma s tem, da omogocimo tok odpadne vode preko površin na katerih je v tankem sloju nanešena biomasa. Pogosto uporabljen tovrstni proces je postopek z poživljenim blatom, ki je shematsko prikazan na sliki 1.10. Del blata iz sekundarnega cistilca, ki je izredno bogato z mikroorganizmi vracamo nazaj v tok odpadne vode. Pri tovrstnih postopkih je nujno potreben proces aeracije s cimer zagotovimo dovolj velike kolicine raztopljenega kisika, ki je potreben za mikro biološko presnovo organskih spojin.

Slika 1.8: Primer cišcenja odpadnih voda I. stopnje – mehansko cišcenje

Slika 1.9: II. stopnja cišcenja odpadnih voda – postopek s poživljenim blatom

Klasicni nacin dodajanja biomase s povecano koncentracijo mikroorganizmov je postopek na osnovi kapalnega filtra. Pri tem ne gre za filter v pravem pomenu besede, ampak uporabimo kamenje ali trdi kosovni material kakšnega drugega izvora s ciljem povecati površino za rast

odvodnik v II stopnjo cišcenja

surova odpadna voda

lamelni separator

kanali za izlocanje anorganskih trdih necistoc

merjenje pretoka

primarni cistilec (npr. sedimentator)

odvod blata v postopek predelave

odvod blata v nadaljnjo predelavo

del povratnega blata

nadaljnji postopki cišcenja ali izpust v odvodnik

aerator sekundarni usedalnik iz I stopnje

cišcenja

sedimentirano blato

31

biofilma, preko katerega se potem steka odpadna voda in se tako obogati z mikroorganizmi. Pri tem postopku lahko del ocišcene vode iz sekundarnega cistilca dodajamo dotoku vode iz I. stopnje cišcenja (slika 1.10), s cimer v njej nekoliko zmanjšamo koncentracijo odpadnih organskih snovi in tako povecamo ucinkovitost samega cistilnega postopka.

Slika 1.10: II. stopnja cišcenja odpadnih voda z uporabo kapalnega filtra

Sekundarni postopek cišcenja proizvaja velike kolicine biomase, ki je delno biološko razgradljiva na osnovi katabolicnih procesov in drugih mikroorganizmov. Blato iz druge stopnje cišcenja pogosto združimo z blatom prve cistilne stopnje za nadaljnjo anaerobno biološko predelavo kot je shematsko prikazano na sliki 1.11 Produkti tovrstne predelave blata so v glavnem plini (pretežno CH4, CO2, NH3) kapljevine in nekateri inertni trdni delci. Metan ima visoko kurilnost zato ga lahko uporabimo v vlogi energenta pri delovanju cistilne naprave, kar povecuje njen izkoristek. Izlocene kapljevine vsebujejo velike koncentracije raztopljenih organskih sestavin in jih je moc uporabiti v raznih reciklažnih postopkih. Trdi odpadek vsebuje vecje kolicine mineralnih snovi in ga lahko uporabljamo kot dodatek umetnim gnojilom.

Slika 1.11: Predelava odpadnega blata

sekundarni cistilec

iz I stopnje cišcenja

nadaljnji postopki cišcenja ali izpust v odvodnik

del povratne ocišcene vode

kapalni filter

odvod blata v nadaljnjo predelavo

mehcalec blata

izlocevalec prve

stopnje

izlocevalec druge

stopnje

plini: CH4, CO2, NH3. itd.

presežek vode - v primarni cistilec

blato iz primarnega in sekundarnega cistilca

odpadno blato - na deponijo

32

V nekaterih primerih cišcenja vecjih kolicin odpadnih voda prvo in drugo stopnjo cišcenja združimo. Celoten proces se obicajno odvija v zato posebej zgrajenih umetnih jezerih oziroma aeracijskih plitvinah kot je shematsko prikazano na sliki 1.12 Na ta nacin se zelo približamo realnim naravnim razmeram pri cemer poteka vnos kisika preko naravne aeracije in fotosinteze alg. V tem primeru raztopljeni kisik le redko prodre do dna, kar ima za posledico anaerobni razpad sedimentiranih organskih snovi. Da bi odpravili tovrstno pomanjkljivost lahko v umetno jezero namestimo mehanske aeratorje (slika 1.12 b), ki skrbijo za izdaten vnos kisika in tako preprecijo razvoj anaerobnih pogojev na dnu jezera, poleg tega pa se pospeši tudi mikrobiološka presnova organskih sestavin.

V vecini primerov prakticnega cišcenja komunalnih odpadnih voda zadostuje že druga stopnja cišcenja za dosego predpisanih pogojev stanja naravnega odvodnika v katerega želimo spustiti vodo iz cistilne naprave. V nekaterih primerih pa je potrebna tudi tretja stopnja cišcenja, ki obsega zahtevnejše izlocanje disperznih delcev in nutrientov. V teh primerih izlocanja trdih delcev pride v upoštev fina filtracija, dušikove in fosforjeve spojine pa je moc izlocati le s kombinacijo kemijskih in bioloških procesov.

Slika 1.12: Kombinacija primarne in sekundarne stopnje cišcenja odpadnih voda: (a) umetno jezero z vec dotoki, (b) aerirana umetna plitvina

Nacrtovanje postopkov cišcenja odpadnih voda je eno od zahtevnejših opravil okoljevarstvenega inženirstva, saj lahko zgrešene kombinacije osnovnih cistilnih procesov vodijo v projektiranje dragih vendar neucinkovitih cistilnih naprav. Prav tako pa je pri nacrtovanju posameznih cistilnih postopkov izrednega pomena dobro razumevanje osnovnih operacij in procesov. Zato bomo v nadaljevanju nekoliko podrobneje opisali nekatere temeljne

dotoki surove odpadne vode

v nadaljnji postopek cišcenja ali izpust v odvodnik

dotok surove odpadne vode

v nadaljnji postopek cišcenja ali izpust v odvodnik

površinski aeratorji

(a)

(b)

33

najpogosteje zastopane osnovne procese cišcenja odpadnih voda, katerih teoreticna izhodišca niso odvisna od vrste koncne eksploatacije samega postopka.

1.8.3 Cistilne naprave z rotirajocimi diski (potopniki) Osnovna prednost teh cistilnih naprav je v prostorski racionalizaciji. Za njihovo postavitev je potrebno izredno malo prostora v primerjavi z drugima dvema nacinoma aerobnega cišcenja. Zaradi tega se danes vse bolj uveljavlja ta nacin, še posebej pri cistilnih napravah do 2000 PE (PE: populacijski ekvivalent je enota za obremenjevanje vode, ki ustreza onesnaženju, ki ga povzroci en prebivalec na dan. 1 PE je enak 60 g BPK5/dan). Potopniki so izvedeni tako, da je podlaga pomicna ter jo izmenoma potapljamo v vodo in izpostavljamo zraku. Konstrukcija biološkega dela cistilne naprave je izvedena tako, da ustrezno oblikovano valjasto telo v veliko razvito površino (veliko število namešcenih diskov premera do 4 m, ponavadi pa 2 m) rotira potopljeno približno do polovice v odpadni vodi, ki jo cistimo. Tako omogocimo izmenicen dovod hrane in zraka. Ker ima biološka ruša sposobnost za skoraj sunkovito navzemanje organskih snovi, ki so sposobne za razkroj, pa tudi za hitro navzemanje kisika iz zraka, je mogoc razvoj biološke ruše od izmenicnem dovajanju hrane iz kisika. To je mogoce zlasti zato, ker ima biološka ruša sposobnost za akumulacijo navedenih snovi. Da bi ocistili 1 m3 povprecne odpadne vode, potrebujemo približno 10 m3 zraka in 0,3 m3 biološke mase. Pri precejalnikih premikamo vodo, pri tem je za cišcenje 1m3 odpadne vode, vkljucujoc povratno crpanje, treba zagotoviti 30 do 60 Wh. Pri cišcenju Za aktivnim batom premikamo zrak in kosme blata, za kar potrebujemo na 1 m3 vode od 150 do 300 Wh. Pri potopnikih ne premikamo niti zraka niti vode in premagujemo samo odpor trenja v osi in odpor vode, ki pa sta zanemarljivo majhna, to pa pomeni, da je specificna poraba energije izredno majhna. Porabniki so edino rotirajoci diski in crpalke za povratno blato. Celotna cistilna naprava se lahko vkoplje in tako nima negativnih vizualnih posledic na okolje. Sami potopniki pa so narejeni iz umetnih materialov kot je npr. polipropilen. Še nekaj prednosti kompaktnih cistilnih naprav z rotirajocimi potopniki: • zanesljivo delovanje z minimalnim vzdrževanjem in prakticno nepotrebnim predhodnim

znanjem ali izkušnjami, • fleksibilnost naprave v smislu kompenzacije nihanj (visoka in/ali nizka obremenitev, • tiho obratovanje brez nezaželenega smradu, ker so mikroorganizmi pritrjeni na rotirajoce

diske, jih ni možno odplaviti. Cistilne naprave so dimenzionirane tako da, da zadovoljuje predpisom o delovanju cistilnih naprav; sestava vode na iztoku je kvalitete, ki jo predpisuje Uredba o emisiji pri odvajanju vod

34

iz komunalnih cistilnih naprav (Uradni list RS 35/96). Prav tako so vsi kljucni parametri v skladu z Evropskimi normami in predpisi in znašajo:

Iztocne vrednosti Slo. normativ za CN < 2000 PE

BPK5: < 25 mg/L < 30 mg/L

KPK5 < 120 mg/L < 150 mg/L

N (skupni) < 50 mg/L -

Postopek cišcenja Mehansko cišcenje, ki je zahtevano pred biološkim cišcenjem, se lahko izvaja z uporabo: • multiprekatnega zadrževalnega bazena (3 prekati) ali • septicnega bazena (tudi Imhoffov usedalnik) ali • rotirajocega sitastega bobna. Vsak sistem je nacrtovan za recirkulacijo efluenta po biološkem delu cišcenja, kar zelo poveca ucinek cišcenja. 3-prekatni bazen Glede na dimenzije CN je vtok vode v napravo speljan skozi sedimentacijski bazen, ki je pretocno skonstruiran. Zadnji – tretji pretok vodi vodo v biološki del naprave. Med zadrževalnim casom, ki traja nekaj ur, se eventualni trdni delci usedejo, kar zniža biološko obremenitev celo do 33 %. Ce je možno CN vgraditi v isti nivo kot 3-prekatni bazen, je lahko pretok vode izveden gravitacijsko. V nasprotnem primeru je potrebno vgraditi crpalke za zagotavljanje konstantnega hidrostatskega tlaka v sistemu. Primarni usedalnik se lahko izvede z betonskimi jaški ali pa se betonira na kraju samem z vgradnim betonom, kar je nekoliko ceneje.

35

Slika 1.13: Tri prekatna greznica cilindricnega tipa Rotirajoci sitasti boben Služi za locevanje in zbiranje trdnih odpadnih delcev iz odpadne vode. Narejen je iz nerjavecega jekla in rešetom iz plastike s perforacijo od 1 do 3 mm. Postavljen je poševno, tako da se trdni delci avtomaticno odstranjujejo z rotacijo v kontejner za odpadke. Prakticno se vso grobi delci, vlakna in ostali trdne snovi manjši od 0,6 mm odstranijo. Ostanki na situ vecinoma vsebujejo gramoz in pesek, ostanke hrane, cigaretne filtre, plasticne vrecke, papir in vse vrste vlaknastih materialov. Odpadni delci se zbirajo v jašku pod napravo brez kakršnegakoli smradu. Cel mehanski postopek je zelo zanesljiv in nadaljnje zmanjšuje potrebo po biološkem cišcenju do 15 %. Po predcišcenju se voda zbira v zadrževalnem bazenu pod bobnom in je s crpalkami transportirana v biološki del naprave. Druga alternativa je rotirajoci izlocevalnik trdnih delcev s polžem. Lahko se instalira neposredno v kanalizacijski kanal. Sito v drogu zadržuje grobe delce. Na dolocenih razlicnih višinah so grablje namešcene v centru osi. Zobci grabelj cistijo znotraj droga in iznašajo trdne odpadne delce vzdolž droga navzgor do izhodne odprtine. Na ta nacin se zbirajo odpadni delci v kontejner pod drogom.

36

Slika 1.14: Shema delovanja izlocevalnika s polžem

Po mehanskem predcišcenju se voda napelje v biološki del preko hidravlicne crpalke in drugega razdeljevalca toka, ki regulira višino toka z razlicnimi velicinami odprtin. Cišcenje se izvede z opisanimi rotirajocimi diski. Sistem je lahko nacrtovan za popolno biološko cišcenje z nitrifikacijo. Poseben sistem montiranja in uporabljeni materiali (PP) zagotavljajo, da se diski (debeline samo 2 mm) med sabo ne morejo zlepiti hkrati pa so zaradi uporabljenih materialov neobcutljivi na korozijo. Zaradi hitrosti vrtenja diskov sta voda in zrak v nenehnem intenzivnem kontaktu, tako da je zagotovljena stalna koncentracija kisika 4 ÷ 6 O2/L, odvisno od temperature. Izpiranje biološke ruše, ko se enkrat naseli na diskih ni zaželeno.

Slika 1.15: Rotirajoci delno potopljeni diski – potopniki (shematski prikaz)

37

Slika 1.16: Cistilna naprava velikosti 600 PE

Slika 1.17: Crpalka na prehodu iz tri prekatne greznice na biološki del

Efluent se iz biološkega dela vodi v koncno cišcenje, ki se izvaja z lamelnim separatorjem in deluje na protitocnem principu. Z reduciranjem površinske obremenitve se razvije navidezni laminarni tok tako da težji delci blata usedajo na zgornjih straneh plošc, dokler se lažji delci dvigujejo na spodnji strani plošc. Na ta nacin pocasi dosežejo iztok. Separator vsebuje plasticni tank za blato oblikovan kot zbiralni rezervoar s popolnoma potopljenimi in paralelnimi plošcami pod kotom 55°. Blato, ki zaradi fizikalnih principov pada na dno usedalnika je periodicno crpano (1 ÷ 3 ure) v primarni usedalnik.

Slika 1.18: Tehnicni prikaz lamelnega separatorja

38

Blato, ki nastane v biološkem delu je kompaktno in ima visoko gostoto. V primerjavi s tehnologijo z aktivnim batom nastane pri uporabi tehnologije potopnikov le okrog 50 % blata. Sekundarno blato se, ce ne presega mejnih vrednosti lahko uporablja kot mineralno gnojilo na poljih. Blato je možno odvažati na vecje cistilne naprave, kar povecuje stroške. Na shemi slike 1.19 vidimo diagram cistilne naprave s štirikotno prekatno greznico. V zadnjem prekatu sta namešceni dve crpalki. Ponavadi sta crpalki takšne velikosti, da je za delovanje naprave pod normalnimi pogoji dovolj ena crpalka. Druga je 100 % rezerva za nepredvidene situacije. Crpalki sta opremljeni s tremi nivojskimi stikali za zaustavitev crpanja v primeru suhega toka. Zadnje nivojsko stikalo se lahko tudi poveze z alarmno napravo. Le -ta v izrednih primerih (ko nivo vode preseže doloceno višino) oddaja opozorilne zvocne ali svetlobne signale. Oddaljenost med diski se lahko pri kaskadi 2 zmanjša z 20 ÷ 18 mm do 15 ali celo 12 mm. Do zamašitve oziroma zlepljanja med diski ne pride zaradi zadostnega kroženja zraka tudi v vkopani izvedbi cistilne naprave.

Slika 1.19: Shematski diagram cistilne naprave s potopniki

Doseženi ucinki cišcenja z rotirajocimi diski Rezultati obdelave odpadne vode dosegajo od 85 % do 95 % ucinkovitost cišcenja. Doseženi ucinki so odvisni od dizajna naprave: • instalacije za delno cišcenje: BPK < 40 mg/L; • instalacije z kompletno cišcenje z delno nitrifikacijo: BPK < 25 mg/L, KPK < 110 mg/L; • instalacije za kompletno nitrifikacjo: BPK < 15 mg/L (oksidacija dušika: NH4àNO3);

39

• instalacije z denitrifikacijskim stadijem: okoli 80% dodatne denitrifikacije (denitrifikacija: NO3àN2);

• podaljšanje z istocasnim obarjanjem: izhodni skupni fosfati < 2 mg/L; • instalacija s kasnejšim obarjanjem: izhodni skupni fosfati < 1 mg/L.

1.8.4 Mehanski procesi cišcenja odpadnih voda V splošnem bi osnovne ali temeljne procese cišcenja voda lahko razdelili na mehanske kemijske in biološke. Po drugi strani bi jih lahko razvrstili glede na vrsto odpadnega materiala, ki ga želimo odstraniti oziroma glede na agregatno stanje in velikost odpadnih snovi. V naravnih vodnih sistemih in tudi v cistilnih napravah posamezni procesi potekajo socasno, pri cemer obstaja med njimi dolocena soodvisnot zato jih ne moremo strogo loceno obravnavati. Procesi cišcenja odpadnih voda v sistemu tekoce - trdo obsegajo procese odstranjevanja trdih netopnih necistoc. Grablje uporabljamo le za odstranjevanje plavajocega kosovnega materiala vecjih dimenzij. Z uporabo sit razlicnih dimenzij lahko že v veliki meri izlocimo srednje velike delce vsebovane v površinskem ali notranjem toku odpadne vode. Sita (mreže) obicajno namešcamo v kanal pred vstopom v cistilno napravo, pri cemer je pomembna lega samega sita, ki mora omogocati kontinuirano ali pa periodicno odstranjevanje trdega odpadnega materiala. S siti izlocene trdne odpadke obicajno posušimo in sežgemo, kolikor pa gre za negorljive in povsem neuporabne snovi jih moramo odložiti na zato posebej pripravljeno odlagališce odpadkov, o cemer bomo nekoliko vec povedali v 4. poglavju. Za odstranitev ostalega suspendiranega trdnega materiala moramo uporabiti nekoliko bolj zahtevne in ucinkovite postopke mehanskega cišcenja kot so sedimentacija, flotacija in filtracija.

1.8.4.1 Sedimentacija-posedanje

Sedimentacija je postopek fizicnega odstranjevanja trdega netopnega materiala iz vode, pri cemer je najpogosteje uporabljena tehnika na osnovi gravitacijske sile. V odvisnosti od karakteristik in koncentracije suspendiranih delcev lahko sedimentacijo delimo na vec tipov. Netopne delce katerih velikost, oblika in specificna gravitacija (ρ⋅g) se ne spreminjajo, imenujemo diskretni delci. Delci katerih površinske lastnosti so takšne, da se združujejo z drugimi delci pri cemer se jim spreminja oblika, velikost in še celo specificna gravitacija, imenujemo flokulacijski delci. Suspenzije, ki ne vsebujejo velike koncentracije netopnih trdih delcev oziroma katerih odstranitev ne bi povzrocila bistvenega zmanjšanja kolicine vode, kar bi bistveno otežilo nemoteno gibanje posameznih delcev, imenujemo razredcene suspenzije. Suspenzije, ki ne izpolnjujejo prej omenjenih pogojev pa imenujemo koncentrirane. Oba primera suspenzij zahtevata locen fizikalno-matematicen pristop analize gibanja trdih delcev, ki je nujna pri izbiri že obstojecih oziroma projektiranju novih cistilnih naprav tovrstnega postopka cišcenja odpadnih voda.

Najpreprostejši primer sedimentacije (posedanja) je prisotnost diskretnih delcev trdih snovi v redki suspenziji odpadne vode. Na sliki 1.20 so prikazane osnovne sile, ki delujejo na delec v odi.

40

Slika 1.20: Sile na gibajoci se delec v vodi Na delec v mirujoci vodi delujeta najmanj dve sili in sicer sila teže Fg in Arhimedova sila vzgona Fvzg. Gonilna sila sedimentacije Fnet, v smeri katere se giblje delec, je v tem primeru enaka razliki obeh sil saj je njuna smer delovanja nasprotna: ( ) dvdvzggnet VgFFF ρρ −=−= , (en. 1.41)

kjer je ρd gostota delca, ρv gostota vode, g zemeljski pospešek in Vd prostornina delca oziroma volumen izpodrinjene vode. Poudariti moramo, da so sedimentacije sposobni le tisti delci za katere je vrednost izraza (1.41) pozitivna. V nasprotnem primeru delci v vodi lebdijo bodisi splavajo na površje, kar pomeni, da jih moramo odstraniti z drugimi postopki mehanskega cišcenja (npr. flotacija, flokulacija). V primeru vecjih hitrosti gibanja delcev moramo upoštevati še tretjo silo, ki deluje na gibajoci se delec v vodi in je posledica relativnega tornega gibanja vode in posameznega delca, obicajno jo imenujemo kar sila upora Fu . Silo upora lahko podamo z naslednjim matematicnim zapisom:

dr

vuu Av

CF2

2

ρ= , (en. 1.42)

kjer je Ad precni presek delca, vr pa relativna hitrost in je definirana kot razlika med hitrostjo gibanja delca vd in vertikalno komponento hitrosti gibanja vode w wvv dr ±= . (en. 1.43) Glede nato, da v veliki vecini prakticnih primerov sedimentacijskih naprav prevladujejo relativno umirjeni tokovi, lahko komponento hitrosti gibanja vode v enacbi (1.43) zanemarimo in velja vr = vd.

Fvzg

Fg

Fu

v y

x

41

Koeficient upora Cu, v enacbi (1.42) je odvisen od režima toka in ga lahko racunamo v odvisnosti od Reynoldsovega števila z uporabo sledecih empiricnih izrazov:

za laminarni tok Re24=uC ,

v prehodnem režimu 34,0Re

3Re24

++=uC ,

za turbulentni tok 4,0=uC , pri cemer je Re-število podano z izrazom

µρφ dv vd=Re , (en. 1.44)

kjer je d karakteristicna dimenzija delca, µ dinamicna viskoznost vode, φ pa je korekcijski faktor, ki upošteva sfericnost delcev in je za delce v obliki kroglic enak 1,0 za vse ostale oblike pa ustrezno manjši. Reynoldsovo število, ki je manjš e od 1,0 karakterizira cisti laminarni tok, medtem ko so vrednosti Re - števila vecja od 104 znacilna za turbulentni tok, vmes pa je podrocje prehodnega režima. Ob upoštevanju sile upora moramo enacbo neto gonilne sile (1.41), v smeri katere se pricne pospešeno gibanje posedanja delcev nekoliko razširiti uvzggnet FFFF −−= . (en. 1.45)

Z vstavljanjem ustreznih izrazov za posamezne sile dobimo diferencialno enacbo gibanja delcev v vodi:

( ) dd

vudvd AvCgVdtdvm

2

2ρρρ −−= . (en. 1.46)

Pospešeno gibanje delca traja le kratek cas, dokler ni dosežena stacionarna hitrost posedanja, ki jo lahko dolocimo na osnovi diferencialne enacbe gibanja (1.46) ob upoštevanju dv/dt = 0

( ) dd

vudvd Av

CgV2

2

ρρρ =− . (en. 1.47)

Za sfericno obliko delcev velja

dAV

d

d

32

= , (en. 1.48)

kar omogoca izpeljavo naslednje enacbe za hitrost posedanja:

42

( )

vu

vdd C

dgvρ

ρρ3

2 −= , (en. 1.49)

ki jo imenujemo tudi Stokesova enacba hitrosti sedimentacije sfericnih delcev. Enacba (en. 1.49) se v praksi bolj redko uporablja služi pa lahko za približno oceno hitrosti sedimentacije povprecne velikosti delcev, hkrati pa predstavlja dobro osnovo za natancnejše dolocanje sedimentacijskih hitrosti na osnovi statisticnih metod, katerih uporabnost pa pri cišcenju odpadnih voda ni obicajna. Za prakticno oceno hitrosti sedimentacije delcev v razredcenih suspenzijah odpadnih voda je v rabi posredna eksperimentalna metoda, ki temelji na merjenju casa posedanja delcev v standardizirani koloni, ki je prikazana na sliki 1.21. Vzorec vode z doloceno vsebnostjo trde snovi nalijemo v kolono in dobro premešamo, da je zagotovljena enakomerna porazdelitev delcev, nato pustimo suspenzijo mirovati pri cemer delci, ki so težji od vode pocasi padajo na dno kolone. Ce predpostavimo, da se na zacetku našega opazovanja nahaja delec na gladini vode potem je njegova povprecna hitrost padanja enaka

0

00 t

Zv = , (en. 1.50)

kjer je t0 cas v katerem pade delec na dno kolone oziroma do nivoja vstopa vzorca. Za delec na poljubni razdalji od vzorcnega nivoja pa naj bo hitrost padanja manjša od v0 in sicer tako, da bo delec pripotoval do vzorcnega nivoja prav tako v casu t0, je njegova hitrost padanja enaka

0t

Zv d

d = . (en. 1.51)

Slika 1.21: Sedimentacijska kolona za analizo razredcenih suspenzij

vstop vzorca

Z0

Zd

43

Z upoštevanjem enakosti casa padanja za oba delca velja zapisati naslednjo zvezo

000

00 Z

Zvv

vZ

vZ

t dd

d

d =⇒== , (en. 1.52)

na osnovi katere lahko podamo naslednji ugotovitvi: • dva razlicno velika delca enake gostote imata razlicni hitrosti posedanja in bosta padla na

dno kolone v istem casu t0 le v primeru, da se nahajata na razlicnih oddaljenostih od dna kolone,

• v suspenziji z enakomerno porazdelitvijo trdih delcev je delež delcev velikosti dd s hitrostjo padanja vd, ki bodo v casu t0 dosegli dno enak razmerju vd/v0. Tako je ucinkovitost izlocanja delcev poljubne velikosti iz suspenzije proporcionalna razmerju hitrosti sedimentacije teh delcev in hitrosti v0, ki je definirana z Z0/t0.

Tovrsten pristop je moc uporabiti pri prakticnem dolocanju sedimentacije katerekoli suspenzije, pri cemer so v rabi kolone in bazeni razlicnih velikosti ter oblik, kar je odvis no od vrste in velikosti sedimentacijskega materiala. Postopek se zacne s suspenzijo z zacetno koncentracijo trdih delcev [A]0, po casu sedimentiranja t1 del trdega materiala sede na dno kolone, preostalo koncentracijo delcev, ki imajo hitrost posedanja manjšo od Z0/t1 pa oznacimo z [A]1. Delež delcev s hitrostjo v1 < Z0/t1 je

[ ][ ]0

11 A

A=ξ . (en. 1.53)

Proces nekajkrat ponovimo pri cemer je ξi masni delež delcev s hitrostjo sedimentiranja vi < Z0/ti. Z vnašanjem teh vrednosti v diagram, kot ga prikazuje slika 1.11 lahko dolocimo masni delež sedimentiranih delcev pri doloceni hitrosti posedanja vi < v0 .

hitrost posedanja vi

dξ

ξ

ξ0

44

Slika 1.22: Delež sedimentiranih delcev v odvisnosti posedanja

Vsi delci s hitrostjo sedimentiranja vecjo od v0 bodo v casu t0 v celoti izloceni, kar predstavlja delež delcev 1- ξ0. Preostali delci bodo sedimentirali v odvisnosti od razmerja hitrosti vi/v0. Ce poznamo funkcijsko odvisnost masnega deleža sedimentiranih delcev potem lahko izracunamo masni delež vseh delcev odstranjenih iz vode z naslednjo enacbo

∫+−=0

0 001

ξ

ξξ dvv

X i . (en. 1.54)

Do sedaj smo obravnavali klasicni postopek sedimentacije, katerega osnovni namen je lociti trdo fazo odpadnih snovi od kapljevine. Poznamo tudi bolj zahtevne sedimentacijske postopke med katerimi je zelo pomemben postopek flokulacije, ki omogoca locitev raztopljenih snovi. Za flokulacijske suspenzije ne velja Stokesova enacba, saj se delci neprestano spreminjajo tako po velikosti kot po obliki. Pri flokulaciji sodeluje toliko procesov, da je nemogoce izpeljati neko prakticno uporabno enacbo, ki bi omogocala enostavno dolocitev skupnega masnega deleža izlocenih delcev iz vode. Tudi v tem primeru uporabljamo posebne sedimentacijske kolone, katerih konstrukcija se razlikuje od obicajnih predvsem po velikem številu odvodov na razlicnih višinah. Koncentracijo odstranjenih delcev na i-ti globini kolone v j-tem casovnem intervalu racunamo po naslednji enacbi:

[ ][ ] [ ]%1001

0×

−=

A

A ijijξ . (en. 1.55)

Podrobnejša teoreticna obravnava sedimentacije na osnovi flokulacijskih postopkov pa presega okvir tega predmeta.

1.8.4.2 Koagulacija in flokulacija (obarjanje in kosmicenje)

Koagulacija je fizikalno-kemijski postopek, pri katerem s pomocjo koagulantnih kemikalij (to so obicajno anorganski koagulanti FeCl3, FeSO4, Al2(SO4)3, NaAlO2, Kal(SO4)2, itd.) združujemo koloidne delce v vecje aglomerate (kosme, mikrokosme). Flokulacija je postopek, pri katerem koagulirane delce oz. kosme (flokule) povecamo na fizikalen nacin, t.j. z adsorpcijo na dolgo verigo organskega polimera (flokulanta) in s tem omogocimo boljše in hitreje usedanje ali filtriranje. Velika vecina koloidov je stabilna zaradi negativnega naboja na svoji površini. Njegova nevtralizacija povzroca destabilizacijo koloidnega delca ter ustvari možnost za koagulacijo. To dosežemo na dva nacina: • z dodatkom ionov nasprotnega naboja, • z dodatkom koloidov nasprotnega naboja. Najvažnejša stabilizacijska faktorja pri koloidni disperziji sta elektrostatski odboj in hidratacija. Ta dva pojava se pojavita zaradi velike površine, ki jo imajo majhni delci. Ker

45

vodni film šciti hidrofilen1 koloidni delec pred koagulanti, s tem povecuje stabilnost disperzije. Afiniteto do vode povzrocajo nekatere polarne skupine na površini delca npr. –OH, -COOH (mašcobe). Z vodo lahko stabiliziramo tudi hidrofobne2 koloide tako, da jim dodamo sredstva, ki vežejo vodo na delce. Faktor, ki stabilizira hidrofobne koloide, je elektrostatska sila. Površina koloidov sprejema elektricne naboje, ki se nato pri ionizaciji ali disocijaciji površinskih komponent še povecujejo. Prisotni ioni se najprej posedajo na površino koloida, površine vseh koloidov pa sprejmejo naboje z istim znakom, ker adsorbirajo enake ione. To je glavni faktor v stabilni disperziji, kajti podobni naboji dajejo elektrostatski odboj med delci in zmanjšujejo možnost združevanja. Primarni naboj hidrofobnih koloidov nastane zaradi adsorbcije ionov iz dispergiranega medija. Elektronegativen delec pritegne k sebi gosto plast pozitivnih nabojev. Delci, ki so bolj oddaljeni od jedra koloida, pa tvorijo difuzno plast. Razlika v koncentraciji dveh vrst kationa in aniona povzroca nastanek elektrostatskega polja. Strižna ravnina je meja med delom raztopine, ki se premika z delcem, in med delom, ki se giblje neodvisno od delca. Potencial, ki nastane ob strižni ravnini, je zeta potencial. Pri hidrofobnih koloidih je strižna ravnina enaka ravnini med fiksiranim in difuznim slojem. Pri hidrofilnih koloidih pa se strižna ravnina pokriva z zunanjo mejo »vezane vode«. Stabilnost koloidnega sistema je odvisna od privlacnih sil, ki kopicijo koloidne delce, in od odbojnih sil, ki jih razpršujejo. Vplivi, ki destabilizirajo koloidne delce, so: • gravitacijska sila, ki ima omejen ucinek zaradi majhne mase delcev, na katere vpliva, • Van der Waalsove sile, to so molekularne kohezijske sile, ki nastanejo z medsebojnim

vplivom dipolov, • Brownovo gibanje, ki ga povzrocajo medsebojni trki molekul. Ker se kineticna energija molekul povecuje s temperaturo, njeno vecanje obenem povecuje tudi Brownovo gibanje. To gibanje povzroca približevanje delcev, zato ima destabilizirajoc ucinek. Namen dodajanja koagulantov je zmanjšati odbojne sile v koloidnem sistemu. Zeta potencial koloidnih delcev znižamo z uravnavanjem pH na vrednost izoelektricne tocke1, kjer ima osnovni naboj vrednost nic in ni dvojne plasti nabojev, ki obicajno obdaja koloidni delec. Zeta potencial koloidnih delcev znižamo z uravnavanjem pH na vrednost izoelektricne tocke, kjer ima osnovni naboj vrednost nic in ni dvojne plasti nabojev, ki obicajno obdaja koloidni delec. Zeta potencial lahko znižamo tudi z dodatkom ionov ali koloidov obratnega predznaka. Ce hocemo ustvariti dobre pogoje za koagulacijo, moramo celoten sistem (z ugotovljeno vrednostjo zeta potenciala) obdelati tako, da je velikost zeta potenciala cim bližje vrednosti nic. To je mogoce doseci z adsorbcijo hidratiziranih oksidov na vsak koloidni delec, nato pa z mešanjem ustvarimo pogoj za tvorbo mikroflokul. Le-te z dodatkom koagulantov aglomeriramo v vecje flokule, ki se hitro posedajo. Potek koagulacije

46

a) Stabilnost koloidov zaradi negativnega naboja na njihovi površini. Elektrostatski odboj preprecuje združevanje (slika 1.23).

Slika 1.23: Prikaz sil, ki delujejo med koloidnimi delci b) Z dodatkom ionov (ali koloidov) nasprotnega naboja destabiliziramo kolidni delec ter ustvarimo možnost za koagulacijo (slika 1.24).

Slika 1.24: Prikaz destabilizacije koloidnih delcev c) združevanje

Koagulirane delce povecamo na fizikalen nacin, t.j. z adsorpcijo na dolgo verigo organskega polimera in s tem omogocimo boljše in hitreje usedanje ali filtriranje (slika 1.25).

Privlacne sile

Odbojne sile

Koagulant

47

Slika 1.25: Prikaz združevanja koloidnih delcev

Koagulacija pri uporabi anorganskih soli Ioni mocno skrcijo difuzno plast okrog koloidnega delca zaradi svoje velike elektrostatske afinitete do negativnih nabojev, ki so adsorbirani na površini koloidnega delca. To skrcenje difuzne plasti opažamo kot znižanje zeta potenciala koloidnih delcev. Zaradi znižanja zeta potenciala pride do izraza vpliv Van der Waalsovih sil, ki povzrocajo aglomeracijo delcev v osnovno stanje mikroflokul. Polivalentni kovinski ioni lahko tvorijo hidrokside, karbonate itd., ali skupaj z organskimi snovmi v odpadni vodi tvorijo kompleksne želatinozne oborine koloidne velikosti. Železovi (Fe3+) in aluminijevi (Al3+) ioni tvorijo z vodo komplekse tipa: [Fe (H2O)6]3+ ali [Al(H2O)6]3+. Fe3+ + 6 H2O ⇔ [Fe (H2O)6]3+ (en. 1.56)

[Fe (H2O)6]3+ + 3 H2O ⇔ Fe (OH)3(H2O)3 + 3 H2O + 3 H+ (en. 1.57) Z dodajanjem železovega (Fe3+) ali aluminijevega (Al3+) iona v vodo potekata gornji reakciji v desno. Vrednost pH odpadne vode z dodajanjem Fe3+ ali Al3+ pada. Kot koncni produkt koagulacije dobimo prakticno netopen železov (III) ali aluminijev (III) hidroksid, pH vrednost odpadne vode je med 6,0 in 8,0. Topnost železovega hidroksida v nevtralnem obmocju je zelo majhna. Zaradi majhne topnosti se Fe3+ uporablja tudi za cišcenje pitne vode.

[ ][ ]

33

3

/101,9H

Fedmmol−=

+

+

.

Pri pH 7.0 znaša koncentracija železovega iona v vodi [Fe3+] = 9.1 · 103 mol/dm3.

Polimer

48

Suspendirani in koloidni delci v oborjeni odpadni vodi so obicajno negativno nabiti. Elekt rostaticne odbojne sile med delci stabilizirajo suspenzijo. V stiku z nabitimi kationi (Fe3+, Al3+) pride do nevtralizacije naboja in destabilizacije suspenzije. Skupaj z nastalimi flokulami Fe(III) ali Al(III) hidroksida izpade iz odpadne vode tudi necistoca. S pomocjo separacijskih postopkov nastale flokule odstranimo iz odpadne vode. Reagenti so uporabni le v dolocenem pH obmocju. Tako se tvorijo flokule pri železovem sulfatu v obmocju od pH 3,5 do pH 9,0 in pri aluminijevem sulfatu v obmocju od pH 3,5 do pH 8,0. Optimalne rezultate dosežemo pri koncnih pH vrednostih v obmocju od pH 6,0 do pH 8,0. Organski flokulanti in mehanizem njihovega delovanja Pri koagulaciji se lahko uporabljajo razlicni tipi sinteticnih organskih koagulantov-polielektrolitov (na osnovi poliamidov ali poliakrilamidov) bodisi samih ali v kombinaciji s anorganskimi flokulanti. Organski polimerni flokulanti so zelo ucinkoviti dodatki za cišcenje vode tam, kjer s samimi anorganskimi koagulanti ne dosežemo zadovoljive stopnje ciš cenja. Z optimalnim dodatkom izbranega polielektrolita dobimo zeta potencial, pri katerem se flokule hidrofobizirajo in stabilizirajo. Locimo tri vrste organskih polimernih flokulantov: • neionske, • kationske, • anionske. Neionski flokulanti brez dodatkov kationskih in anionskih niso uporabni, ker je njihovo delovanje le mehanicne narave. Delujejo kot veziva in tvorijo mrežaste povezave med posameznimi flokulami, zaradi katerih se povecujeta velikost in gostota flokul, kar omogoca lažje posedanje. Vecinoma so to poliakrilamidi. Kationski flokulanti so najvažnejši za odstranjevanje aglomeriranih koloidnih delcev v odpadnih vodah. Osnovna veriga je visokomolekularna struktura poliakrilamida, poliamina ali poliakrilata. Za ucinkovitost te vrste flokulantov so bistvene aktivne skupine, ki se periodicno ponavljajo po celotni verigi. Po raztopitvi v vodi dobijo aktivne skupine, pozitivno nabita jedra, ki privlacijo anglomerirane delce negativnega naboja in jih držijo skupaj s prepletenimi »molekularnimi mostovi«. Anionski flokulanti so po ucinkovitosti med kationskimi in neionski. Ne moremo jih uporabiti posamicno, razen ce je koloidni sistem v odpadni vodi nabit pozitivno. Najboljši ucinek dosežemo, ce jih uporabljamo skupaj s kationskimi flokulanti. Dimenzioniranje naprav za kosmicenje (flokulacijo) Da bi proizvedli kar se da veliko število kosmov, je treba zagotoviti cim vec možnosti za srecanje in združevanje posameznih delcev.

49

Na pogostost trkov direktno vpliva hitrostni gradient, strižne sile, ki delujejo na kosme, pa ne smejo prekoraciti njihove strižne trdnosti. Iz tega je mogoce povzeti, da je pogostost trkov NF (število kolizij) na enoto volumna in casa: NF = 1/6 N1N2 G (D1 + D2)3 (m-3 ? s-1) (en. 1.58) kjer je: N1, N2 število delcev (m-3), D1, D2 premer (m) in G gradient hitrosti

( )mmsdsdvG /1−= (en. 1.59)

To pomeni, da je proces kosmicenja intenzivnejši pri vecji koncentraciji delcev vecjega premera in visokem gradientu hitrosti. Silo, ki deluje proti tvorbi kosmov, lahko opredelimo tako: τ = η ⋅ G (N ⋅m-2) (en. 1.60) Hitrostni gradient mora biti kompromis, po katerem se njegova vrednost giblje med z NF

opredeljeno spodnjo mejo in s τ definirano gornjo mejo. Vrednost G dolocimo po vnosu energije na enoto volumna ob upoštevanju dinamicne viskoznosti:

( )1−= sW

Gη

(en. 1.61)

Izkušnje so pokazale, da je najboljši ucinek flokulacije pri hitrostnem gradientu od 40 da 80 s -1. Produkt gradienta hitrosti in reakcijskega casa flokulacije t(s) mora biti ± 100000 (>60000). V cevnih reaktorjih vrednost Gt je lahko tudi nižja (50000 do 60000). Ce že znižujemo optimalno vrednost Gt, jo znižujemo na racun reakcijskega casa in ne znižujemo hitrostni gradient. Pri doziranju 50 mg/dm3 aluminij fosfata optimalna vrednost Gt je naslednja:

( ) KtG =8,2 (en. 1.62) kjer je K je konstanta za katerokoli koncentracijo aluminij sulfata (najdemo v literaturi). Zadrževalni cas v bazenih je obicajno 20 do 30 minut. Višino in površino flokulacijskih bazenov lahko dolocimo po naslednji enacbi:

35,0višina Qt= (en. 1.63)

( )3 22površina Qt= (en. 1.64)

50

Vnos energije v sistem za izkorišcanje lahko preracunamo za dve karakteristicni vrsti tokov, in sicer: a) za mešanje z usmerjevalnimi stenami (cevi), kjer se vnos energije doloci na podlagi izgube energije:

QtVV

HQW =∆= ,γ (en. 1.65)

kjer so Q pretok odpadne vode, γ koeficient, ∆H sprememba entalpije. b) z uporabo mešal; tu je mogoce vnos energije dolociti iz potrebne moci za premagovanje upora tekocine. Za vrtenje rotorja je potrebna vlecna sila Fd = ½ ⋅Cd ⋅ ρ ⋅ A ⋅ vr

2 (en. 1.66) Cd = koeficient (1,2 ÷ 1,3), ρ = gostota vode (kg/m-3), A = ploskev mešala (m2 ), vr = relativna hitrost med mešalom in vodo. Iz tega sledi vnos energije:

V

vFW rd= (en. 1.67)

Reakcijski cas flokulacije je obicajno 15 do 30 minut. Hitrostni gradient mora biti med 20 in 75 s1, povprecno 60 s-1 (pri zaporednem spoju rotorjev je mogoce gradient hitrosti postopno zmanjšati). Relativna hitrost mešala mora biti med 0,2 in 0,8 m/s, s tem se prepreci unicevanja flokul. Hitrost transporta skozi cev je med 0,15 in 0,2 m/s. Upoštevati moramo, da dejanske vrednosti omenjenih parametrov zelo nihajo in so odvisne od kinetike sredstev za kosmicenje, temperature, vrednosti pH, koncentracije, zaželenega ucinka in drugih faktorjev.

1.8.4.3 Flotacija Flotacija je postopek cišcenja odpadnih voda za locevanje kapljevite in trdne faze, pri cemer želimo delce naplaviti na površje vode. Ta postopek uporabimo v primerih, ko klasicna sedimentacija ali koagulacija, zaradi premajhne gostote delcev ni ucinkovita. Pri postopku flotacije dosežemo razliko med gostoto delca (kosma), ki ga želimo naplaviti in med gostoto okoliške kapljevine tako, da na plavajoce kosme “pritrdimo” mehurcke zraka. Kosmi postanejo tako relativno lažji od vode in se dvigajo na površino vode v flotacijski posodi. Hitrost locevanja faz pri flotaciji v sodobnih tehnicnih napravah je do 300 mm/min, hitrost sedimentiranja istih delcev (brez dodanih zracnih mehurckov) v klasicnem usedalniku pa je manjša od 30 mm/min, kar je posledica zelo majhne razlike v gostoti med lebdecimi delci in

51

vodo. Ker je razlika v hitrosti locevanja faz približno desetkratna nam to omogoca konstrukcijo flotacijskih naprav z majhnimi volumni in kar je še pomembnejše, s kratkim zadrževalnim casom. Kosmi se dvigajo na površino flotacijske posode, kjer se koncentrira sloj flotacijskega blata z vsebnostjo 2-5% suhe snovi. Pri procesih, kjer se flotacijsko blato ponovno uporablja, je koncentracija suhe snovi pravšnja za neposredno vracanje snovi v proizvodni proces. Visoka konsistenca bistveno zmanjša stroške nadaljnje dehidracije flotacijskega blata. Da bi dosegli kar seda ucinkovito locevanje faz v flotacijski napravi, moramo v sistem uvajati optimalno kolicino zraka, pri cemer se morajo formirati cim manjši mehurcki. Uporabljamo dva nacina uvajanja zraka: kot fino disperzijo zra ka v vodi (dispersed air flotation) ali kot raztopino zraka v vodi pri visokem tlaku (dissolved air flotatation). Fino disperzijo zraka dosežemo s potiskanjem vode skozi posebej oblikovane ejektorske šobe. Raztapljanje zraka v vodi sledi Henryevemu zakonu, ki pojasnjuje odvisnost med tlakom plina v plinski fazi in koncentracijo plina v kapljevini - višji je tlak plina, višja je koncentracija plina v kapljevini, pri cemer velja linearna odvisnost kot je prikazano na sliki 1.26. Z ucinkovito razpršitvijo zraka na mestu, kjer ga uvajamo v kapljevino dosežemo intenziven in hiter prenos snovi. Raztapljanje zraka izvajamo v napravah z razlicnimi konstrukcijskimi rešitvami, od katerih sta v praksi najbolj pogosto uporabljana tlacni kotel in saturacijska cev. Slednja predstavlja zelo uspešno konstrukcijsko rešitev.

Slika 1.26: Teoreticno nasicenje vode z zrakom v odvisnosti od tlaka (pri 15 oC)

Z uporabo posebnega disperzijskega elementa iz luknjicave plastike dosežemo izredno ucinkovito porazdelitev zraka v vodi pri tlaku okoli 600 kPa. Zrak se v zelo kratkem casu (1 ÷

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 2 4 6 8

tlak nasicenja[kPa x 10E5]

Spro

šcan

je z

raka

[l/m

3]

52

3 s) raztopi v vodi, neraztopljen zrak pa zapušca dovodno cev skozi poseben ventil. Tako pripravljena voda se dovaja v flotacijsko posodo bodisi pred vstopom neocišcene vode v napravo ali pa neposredno v obmocje flotacije. Zaradi znižanja tlaka na atmosferski tlak se pricne zrak intenzivno izlocati v obliki mikroskopskih mehurckov. Mehurcki se prilepijo na lebdece kosme, ki se pricnejo dvigati na površino. V zadnjem casu prevladujejo izvedbe flotacijskih naprav z uporabo plitvih okroglih bazenov, kjer z ustrezno konstrukcijo dotoka dosežemo, da se tekocina prakticno ne premika, mehurcki zraka se ne otresajo s kosmov, kar zelo ugodno vpliva na ucinkovitost flotacijskega postopka. Sodobna flotacijska naprava je konstruirana tako, da se pri tehnicni izvedbi v kar najvecji meri upoštevajo teoreticna dognanja s podrocja flotacijske tehnologije. Globina naprave je obicajno 600-700 mm, tako da se hitro dvignejo na površino tudi zelo majhni delci. Pomembno izboljšanje postopka flotacije si v prihodnosti obetamo z uporabo posebnih kemijskih dodatkov, ki so pripravljeni za vsak tip odpadne vode posebej. To so t.i. “formulacije” ali “blendi” primarnih koagulantov oziroma flokulantov. Uporaba takšnih sredstev lahko bistveno poveca ucinkovitost flotacije in njeno uporabnost še poveca. Vrste flotacijskih tehnik Flotacijske tehnike lahko delimo glede na: nacin vpihovanja plina v tekocino, po postopku proizvajanja zracnih mehurckov, in nacinu odstranjevanja flotacijskega materiala. Glede na nacin pridobivanja mehurckov, poznamo vec vrst flotacij: • flotacija z dispergiranim zrakom, • flotacija s prepihovanjem, • kemijska flotacija, • ostale flotacije. Flotacija z dispergiranim zrakom temelji na intenzivnem mešanju vode in zraka kar povzroca turbulenco posledica katere je disperzija zraka v vodi. Naprave za to vrst flotacije imajo vgrajene aeratorje z mehanicnim mešanjem. Zrak lahko dispergiramo mehanicno ali s pomocjo pneumatike. Poznamo: • mehansko flotacijo, • pneumatsko flotacijo. a) Mehanska flotacija

To vrst tehnike uporabljamo za obdelavo odpadnih vod z veliko vsebnostjo suspendiranih in emulgiranih snovi. Primerna je za obdelavo odpadne vode, ki vsebuje nafto, naftne derivate in masti. Sistem za disperzijo zraka z mehanicnim mešanjem se vgrajuje na dno flotatorja, ki je zgrajen v obliki enojne ali dvojne komore. Stopnja disperzije zraka je odvisna od obodne hitrosti mešalne lopatice, ki je od 12 do 15 m/s. Premer mešalne lopatice ni potrebno, da je vecji od

53

750 mm. Višina flotacijske komore je med 1,5 ÷ 3 m. Cas flotacije je med 20 in 30 min. Prostornino flotacijske komore Vf (m3) lahko izracunamo po naslednji enacbi: ff QtV 025,0= (en. 1.68)

kjer je: Vf prostornina flotacijske komore (m3), Q pretok odpadne vode (m3/h), tf cas potreben za flotacijo. Poraba zraka flotacijske naprave je od 40 ÷ 50 m3/h na vsakih 1 m2 površine flotacijske komore. Potrebno število flotacijskih komor izracunamo po naslednji enacbi:

f

f QQ

n = (en. 1.69)

kjer je Qf kolicina enega flotatorja. Kolicino zraka izracunamo: fVQ zz

41078,2 ⋅= (en. 1.70) kjer je f površina flotacijske posode. Pomanjkljivost mehanicne flotacije je v veliki vsebnosti vode v peni (flotatu). b) Pneumatska flotacija

Dispergiran zrak v napravi dosežemo s pomocjo cevnih ali drugih razporedilcev, ki so vgrajeni na dnu flotacijske komore. Flotacijska komora je razdeljena na dva dela: aerirani in neaerirani del. Šobe v razporedilcu imajo premer 1 ÷ 1,2 mm. Cevni razporedilce postavljamo z medsebojno razliko 0,25 ÷ 0,3 m. Hitrost zraka v šobah je 100 ÷ 200 m/s, delovni pritisk 0,3 ÷ 0,5 MPa. Poraba zraka je odvisna od intenzivnosti aeracije in je med 15 in 20 m3/ m2h. Mehurci, ki nastanejo so relativno veliki (do 1000 µm). Z uporabo posebnega disperzijskega sistema iz luknjicaste plastike, ki se vgrajuje na dno flotacijske naprave namesto že omenjenih šob dosežemo boljšo porazdelitev zraka v vodi pri tlaku okoli 600 kPa. Velikost lukenj je med 4 in 20 µm. Flotacija s prepihovanjem. Ta vrsta flotacije se uporablja za odvajanje dispergiranih ali suspendiranih snovi, saj dobimo zelo majhne mehurcke zraka. Flotacijo s prepihavanjem pa izvajamo tako, da v odpadno vodo uvajamo zrak skozi samosesalno lijasto šobo. Skozi vodno šobo, ki je sestavni del samosesalne lijaste šobe, brizgamo vodo pod pritiskom, s tem dosežemo podtlak, ki potegne v notranjost samosesalne lijaste šobe zrak. Nastane plinsko-tekocinska disperzija, ki se potem v notranjosti šobe razdeli in razbije v drobne mehurcke zraka, katere šoba distributira po celotnem preseku flotacijske celice. Distributor zracnih

54

mehurckov mora biti dober ejektor, kar pomeni, da pri najmanjšem pretoku zraka vsesa najvecjo možno kolicino zraka, ta pa je v najvecji meri odvisna od tipa lijaste šobe . Mehurcki se prilepijo na lebdece kosme, ki se pricnejo dvigati na površino. Za ustrezno flotacijo moramo zagotoviti zadostno kolicina zraka v flotacijski napravi (2 ÷ 4 % zraka na prostornino vode, ki se obdeluje). Delovanje flotacijske naprave je odvisno od razmerja med kolicino zraka in lebdecim kosmom. Razmerje med težo zraka in kosma A/S mora imeti optimalno vrednost. Optimalna vrednost razmerja je odvisna od tipa disperzije in se doloca eksperimentalno s pomocjo laboratorijske flotacijske naprave. Bistvo kemijske flotacije je, da poteka v vodni suspenziji, kateri dodamo posebne kemijske spojine – flotacijska sredstva (flotacijska sredstva ali flokulante uporabimo takrat, ko hidrofinost oz. hidrofobnost nista dovolj izraziti). Ta sredstva omocijo samo suspendirana zrna dolocenega sestava (dolocene vrste), s cemer povzrocijo njihovo hidrofobnost. Ko v tako pripravljeno vodno suspenzijo vpihujemo zrak, pri cem se zracni mehurcki, ki se v suspenziji dvigujejo proti površju, navežejo samo na tiste suspendirane delce, ki so bili predhodno hidrofobirani ter izplavajo na površino suspenzije, hidrofilni delci pa ostanejo v suspenziji. Zaradi tega pojava je flotacija dobila svoje ime: ôflotterö (franc.), "to float" (ang.) = plavati na cem Flotacijsko sredstvo mora biti skrbno izbrano. Tako, da je locevanje suspendiranih delcev za dolocen postopek zares selektivno. Prav zaradi selektivnosti postopka flotacije je potrebno skrbno upoštevati vse delovne pogoje v flotacijski celici, predvsem temperaturo in pH suspenzije, koncentracijo in druge specificne pogoje, npr. velikost delcev . Obstaja možnost, da posamezni delci snovi v suspenziji, ki jih flokulacijska sredstva le slabo ali sploh ne omocijo, aktiviramo z dodatki takšnih ionov, ki se nanje lažje adsorbirajo. Takšni aktivatorji morajo imeti nasprotni elektricni naboj, kot ga imajo uporabljena flotacijska sredstva (anionom dodajamo kationska flotacijska sredstva in nasprotno). Obratno pa lahko nekatere delce v suspenziji pasiviramo tako, da dodamo ione, ki se nanje adsorbirajo, imajo pa enak naboj kot uporabljena flotacijska sredstva. Glede na vse to lahko sklepamo, da flotacijo lahko izvajamo zelo selektivno. Zavedati pa se moramo, da moc vezave zracnih mehurckov na snov, omoceno s flotacijskimi sredstvi predvsem odvisna: • od hidrofobnih lastnosti dodanega flotacijskega sredstva, • od pH vrednosti suspenzije, ki vpliva na stopnjo aktivnosti flotacijskega sredstva, • ter od vplivov aktivirajocih in pasivirajocih dodatkov drugih kemikalij. Aktivnost flotacijaskih sredstev v suspenziji dolocene vrste lahko ugotavljamo s tem, da merimo robni kot (robni kot se meri na sticišcu treh faz: trdne snovi (minerala), zracnega mehurcka in tekoce faze (vode), ki nastane med zracnim mehurckom na ravni površini snovi, ki jo flotiramo. Mejna površina, ki nastane med snovjo, ki jo flotiramo in zracnim mehurckom, bo tem vecja, cimbolj je površina te snovi postala hidrofobna. Skladno s mejno površino se bo spreminjal robni kot in zato tudi adsorbcija zracnega mehurcka na samo snov. Nekatera flotacijska sredstva delujejo sama po sebi kot »protipenilci«. Da bi tudi v takih primerih pri flotaciji dobili potrebno obstojno »peno« za dviganje snovi, dodajamo posebna

55

»penila« (kemikalije, ki olajšujejo tvorbo stabilne pene z zmanjševanjem površinske napetosti suspenzije). Flotacijskih sredstev potrebujemo relativno malo (npr. za flotacijo rude jih obicajno potrebujemo do najvec 0,03% mase rude). Pomembno je vedeti, da ima vsako flotacijsko sredstvo svojo optimalno aktivnost le pri doloceni vrednosti pH, kar je zelo pomembno, zlasti, ce gre za postopno flotiranje vec sestavin z razlicnimi flotacijskimi sredstvi. Ostale flotacijske tehnike Ultra flotacija. Njeni zacetki segajo v šestdeseta leta tega stol., katere bistvo je dodajanje t.i. mineralnih nosilcev v flotacijsko celico, kateri vežejo nase delce želenih komponent, s tem pa se jim poveca površina, razpoložljiva za sprijetje z zracnimi mehurcki. Taki mineralni nosilci (barit, fluorit, kalcit,..), morajo biti fino zmleti (dp= 44 µm),metoda pa je primerna za izplavljanje delcev velikosti 0.5 ÷ 3 µm. Elektro flotacija se od klasicne flotacije razlikuje le v tem, da imamo namesto zracnih mehurckov, mehurcke vodika in kisika, katere dobijo pri elektrolizi vode. Ti mehurcki so zelo majhni (njihova povprecna velikost je od 8 ÷ 15 µm) in so zato zelo primerni za flotacijo delcev velikosti pri bližno 100 µm. Aglomeracijska flotacija je proces za flotiranje zelo majhnih delcev. Pred samo flotacijo dodajajo v flotacijsko celico dolocene kolicine olja (parafinsko) v obliki emulzije, katera vsebuje tudi doloceno kolicino kolektorja. Po premešanju pride do trkov drobnih oljnih kapljic s hidrofobnimi delci in s tem do nastanka vecjih skupkov - aglomeratov, le-te pa lažje flotirajo s klasicnim postopkom flotacije. Tudi pri gravitacijski flotaciji dodajajo v flotacijsko celico poleg standardnih flotacijskih sredstev olje, proces pa je primerljiv z aglomeracijsko flotacijo. Tu gre za locevanje nekoliko vecjih delcev, kjer se na naoljene hidrofobne delce prilepi zracni mehurcek, s tem se bistveno zniža teža teh agregatov, kar omogoci uspešno locitev. Ionska flotacija je postopek, ki se najvec uporablja za locevanje raznih komponent iz morske vode oz. raznih industrijskih odpadnih voda. Bistveno pri ionski flotaci ji je vezava želenih ionov na površinsko aktivne snovi (PAS). Kot PAS se obicajno dodajajo ionogeni kolektorji, kateri pa morajo biti nasprotno nabiti od ionov, ki jih želimo lociti. S tem postopkom flotacije lahko separiramo le želene ione iz raznih ionskih raztopin.

1.8.4.4 Filtracija Pri modernem postopku cišcenja odpadnih voda nastopa filtracija kot zakljucni postopek locevanja zelo majhnih delcev, ki jih ni bilo mogoce izlociti s predhodnimi postopki mehanskega cišcenja (sedimentacija, koagulacija, flotacija,...). V izjemnih primerih pa lahko filtracija predstavlja primarni proces cišcenja surove vode zaradi kalnosti ali motnosti. Najpogostejši nacin filtracije je usmerjanje vode skozi porozne materiale razlicne granulacije, ki zadržijo delce. Filtracijo lahko izvajamo pod razlicnimi pogoji v odvisnosti od smeri toka odpadne vode in tlaka, najbolj pogosto uporabljen postopek filtracije pa je še vedno

56

gravitacijski, pri cemer gonilno silo predstavlja teža vode nad poroznim materialom. Osnovno delovanje preprostega gravitacijskega filtra je prikazano na sliki 1.27. Odstranjevanje delcev iz odpadnih voda na osnovi filtracije s poroznimi materiali obsega vec kompleksnih procesov, med katerimi je najpomembnejši fizicni pritisk zrn filtrskega granulata na delce, ki so preveliki, da bi si utrli pot skozi plast filtrskega materiala. Izlocanje delcev iz vode je tako pogojeno z ucinkovitostjo prenosnega mehanizma delcev skozi pore granulata, ki so zapolnjene z vodo in z zadrževanjem delcev na površinah delcev filtrskega materiala. Prenosni mehanizem zajema sedimentacijo (pore filtrske snovi v bistvu predstavljajo mikro sedimentacijske “bazene”), vztrajnostne vplive, difuzijo koloidov v podrocja nižjih koncentracij in hidravlicnega upora, Brownovo gibanje in Van der Valsove sile. Zadrževanje delcev, ki jih želimo izlociti iz vode, na površinah filtrskega granulata je izkljucno povezano z elektro-kemijskimi silami, Van der Valsovimi silami in adsorpcijo.

Slika 1.27: Shematski prikaz delovanja gravitacijskega filtra Dobro projektiran filter z ustrezno izbranim filtrskim materialom, katerega granulacija odgovarja povprecni velikosti delcev, ki jih želimo odstraniti, omogoca zelo uspešno cišcenje odpadnih voda pri cemer je moc izlociti tudi delce katerih velikost ne presega nekaj mikronov. Filtrski material nasujemo v vecih plasteh, pri cemer ima vsaka plast svojo granulacijo. Granulacija filtrskega materiala se zmanjšuje v smeri pretoka odpadne vode. Tako se pricne

vstop odpadne vode

Filterski granulat

izpust cistilne vode

odvod ocišcene vode

nivo vode v casu filtracije

nivo vode v casu izpiranja

rezervoar z vodo

40-60 cm

60-67 cm

≈ 90 cm

7-10 m

57

izlocanje najvecjih delcev v zgornji, najbolj porozni plasti filtra, najmanjši delci pa se izlocijo šele v spodnji plasti filtra, tik pred izstopom vode v odvodni kanal. S casom se pore med zrni filtrskega materiala zapolnijo in filter je potrebno ocistiti, to obicajno storimo s povratnim tokom ciste vode. Dotok odpadne vode zapremo, v nasprotni smeri pa spustimo tok ciste vode z nekoliko višjim tlakom, tako da s sabo odnese delce necistoc, ki so se zagozdili v porah filtrskega materiala. Odvod cistilne vode z veliko vsebnostjo filtriranih delcev odvajamo delno po isti poti kot je dovod odpadne vode, ki jo želimo cistiti (slika 1.27). Adsorbiranih delcev na površinah delcev filtrskega granulata tudi z povratnim izpiranjem ne moremo odstraniti, delno je to možno z dodajanjem raznih desorpcijskih kemicnih sredstev, vendar se ucinkovitost filtrskega vložka kljub temu s casom zmanjšuje. Ko je upor pretoka cistilne vode skozi filter prevelik, je to znak, da je potrebno zamenjati material filtrskega vložka. Matematicna predstavitev omenjenih procesov zdalec presega okvir tega dela zato bomo v nadaljevanju podali le nekaj osnovnih hidravlicnih znacilnosti pri pretakanju odpadne vode skozi gravitacijski filter, ki so odlocilnega pomena pri projektiranju in sami izbiri filtrskega materiala ter njegove granulacije. Hidravlicni procesi filtracije obsegajo pretocno problematiko odpadne vode skozi filter in cistilne vode v casu njegovega izpiranja, pri cemer sta za uspešno delovanje filtra oba primera enako pomembna. Tok odpadne vode skozi filtrski vložek granulata lahko obravnavamo na osnovi klasicne hidravlicne teorije. Zelo pomemben parameter pretoka odpadne vode skozi filter je upor pretoka, ki karakterizira zmogljivost in posredno tudi ucinkovitost filtrskega vložka. Razmišljamo lahko nekako takole: filtri z nizkimi vrednostmi tlacnega upora so bolj prepustni, kar je posledica vecje granulacije filtrskega materiala in s tem vecje poroznosti vložka, ki tako ne more zadržati manjših delcev. Take filtre imenujemo tudi grobi filtri. Za t.i. fine filtre pa je znacilen velik upor pretoka, ki je seveda posledica zelo fine granulacije filtrskega materiala, omogocajo pa izlocanje delcev zelo malih velikosti. Izbira granulata filtrskega materiala in debelina samega vložka sta tako odvisna predvsem od zahtevane stopnje izlocanja trdih delcev iz odpadnih voda. Za dolocitev tlacnega upora pretoka vode skozi filtrski material lahko uporabimo modificirano Darcy-Weisbachovo enacbo (prvotno je bila razvita za dolocitev linijskih izgub pri pretakanju tekocin v ceveh), ki upošteva lastnosti pretakanja tekocin skozi porozni material enake granulacije in je znana kot Carmen-Kozenyeva enacba:

( )

d

sf dge

veLfh3

21−′= (en. 1.71)

kjer je L debelina filterskega vložka, vs hitrost filtracije (hitrost prehoda vode skozi filter), e poroznost filtrskega granulata, g gravitacijska konstanta in dd premed zrn filtrskega materiala. Preostali clen enacbe (1.71) f’zajema vpliv trenja vode med delci filtrskega materiala in ga lahko ob upoštevanju laminarne hitrosti (najbolj obicajno obmocje hitrosti) pretakanja odpadne vode skozi filter dolocimo z naslednjo enacbo:

58

( ) 75,1

Re1150 +−=′ ef , (en. 1.72)

kjer je Re število podano z enacbo (1.44) s to razliko, da upoštevamo hitrost vs, faktor oblike φ pa zavzema vrednosti med 0,75 in 0,85. Enacbo (1.71) lahko razširimo za splošnejši primer pretoka odpadne vode skozi filtrski vložek z granulatom razlicnih velikosti, s cimer se že bolj približamo realnim razmeram. S pomocjo sit razlicnih gostot dolocimo utežne deleže delcev filtrskega granulata ξij s približno enako velikostjo, premeri povprecnih velikosti delcev dij pa predstavljajo srednji premer mrežnih odprtin dveh zaporednih sit (indeksa i in j). Glede razlicne velikosti posameznih filtrskih zrn moramo upoštevati tudi raznolikost koeficienta trenja vode med delci fij’. Z upoštevanjem navedenih velicin lahko enacbo (1.71) zapišemo v nekoliko spremenjeni obliki

( ) ∑

+==

−=

N

iji ij

ijijsf d

f

geveL

h

11

3

21 ξ, (en. 1.73)

pri cemer predpostavimo konstantno poroznost filtrske plasti. Poudariti mora mo, da sta enacbi (1.71) in (1.73) uporabni samo v primeru cistega filtra, kajti takoj ko se pricno delci necistoc zadrževati v porah, se zacne poroznost filtra zmanjševati, kar ima za posledico povecanje upora pretakanja odpadne vode skozi filter. Ko naraste upor pretoka vode do dolocene mere, je potrebno filter izprati s povratnim tokom ciste vode. Za dobro ocišcenje notranjosti por je potrebno fluidizirati plast filterskega materiala, tako da se posamezni delci ne dotikajo med sabo, s cimer je omogoceno hitro in ucinkovito ocišcenje vseh površin delcev filterskega granulata. Zahtevani tlak povratnega toka cistilne vode, ki omogoca fluidizacijo filterskega materiala dolocimo z enacbo

( )v

vmfp eLh

ρρρ −

−= 1 , (en. 1.74)

kjer je z ρm oznacena gostota filterskega materiala, z ρv pa gostota vode s katero izpiramo filter. Dolociti je potrebno debelino fluidizirane plasti Lfp, ki ne sme biti prevelika, kar bi sicer povzrocilo odplavljanje filtrskega materiala skupaj s cistilno vodo. Glede na to, da je masa kompaktnega vložka enaka plavajoci masi filtrskega materiala lahko zapišemo naslednjo enakost

( ) ( )v

vmfpfp

v

vm eLeLρ

ρρρ

ρρ −−=

−− 11 , (en. 1.75)

od koder lahko izrazimo debelino fluidizirane plasti

59

( )

( )fpfp e

eLL

−−

=11

, (en. 1.76)

kjer je efp poroznost fluidizirane plasti. Poroznost fluidizirane plasti je odvisna od sedimentacijske hitrosti delcev filtrskega materiala in od hitrosti toka cistilne vode. Povecanje hitrosti povratnega toka cistilne vode vs povecuje poroznost fluidizirane plasti, sedimentacijska hitrost vs pa jo zmanjšuje. V praksi se je izkazal za zelo uporabnega sledeci izraz dolocitve poroznosti fluidizirane plasti v odvisnosti od prej omenjenih hitrosti

22,0

=

s

pfp v

ve . (en. 1.77)

Dolocitev debeline fluidizirane plasti filtrskega materiala razlicne granulacije dolocimo na osnovi enacbe (1.76) pri cemer upoštevamo masne deleže približno enako velikih zrn ξij, katerih velikost je prav tako kot v primeru procesa filtracije dolocena z uporabo razlicnih sit. Množina delcev približno enakih velikosti se ob konstantnem pretoku cistilne vode zadržuje na isti višini fluidizirane plasti

( )

22,0

,

,

1

1

−

−=

ijs

p

ijijfp

v

v

eLL ξ , (en. 1.78)

pri cemer smo upoštevali izraz (1.77). Skupno debelino fluidizirane plasti filtrskega granulata razlicnih velikosti pa izracunamo s seštevanjem parcialnih debelin (1.78)

( ) .

1

1

11

22,0

,

11

, ∑∑+=

=+=

=

−

−==N

iji

ijs

p

ijN

iji

ijfpfp

vv

eLLLξ

(en. 1.79)

Skupna debelina fluidizirane plasti filtrskega materiala naj ne bi presegala 120 do 155 procentov kompaktne debeline. Nekateri avtorji so pokazali, da pri poroznosti fluidizirane plasti v obmocju 0,65 do 0,70 dosežemo optimum hidravlicnega izpiranja klasicnih gravitacijskih filtrov.

1.8.5 Biokemicno izlocanje dušikovih in fosforjevih spojin iz odpandih vod – III stopnja cišcenja odpadnih vod

Kakovost biološkega cišcenja odpadnih voda je odvisna predvsem od aktivnosti in kolicine mikroorganizmov in s tem od dimenzij samih cistilnih naprav. Manj pa je kakovost cišcenja odvisna od “specificnih tehnologij”. Te se pogosto bolj razlikujejo po obliki samih objektov (biokemicnih reaktorjev) kot po razlikah samih biokemicnih procesov, ki so odlocilni za uspeh

60

cišcenja. Na sliki 1.28 so shematsko prikazani rezultati in vpliv “klasicnega” biološkega cišcenja odpadnih voda na kakovost odvodnika (recipienta). Vsaka cistilna naprava “proizvaja” ocišceno vodo in odvecno blato. Zaradi vse vecje ekološke obremenjenosti okolja in v skladu s tem z narašcajocimi ekološkimi zahtevami je potrebno zagotavljati vedno vecjo kakovost obeh “produktov”. Za ocišceno vodo ne zadošca le eliminacija organskega ogljika (BPK5) temvec tudi odstranjevanje hranil, dušika in fosforja, kar lahko dosežemo z vkljucevanjem tretje stopnje cišcenja v postopke obdelave odpadnih voda. Za naturalizacijo in povrnitev splošne uporabnosti vode je potrebno zagotoviti tudi bakteriološko kakovost recipientov ocišcenih odpadnih voda. Zašcita okolja zahteva cim vecje približanje ocišcene odpadne vode kakovosti naravnih vodnih sistemov. Podobno velja tudi glede stopnje obdelave in dispozicije odpadnega blata iz cistilnih naprav. Blato mora biti za okolje sprejemljivo. Ne sme povzrocati smradu, ne sme vsebovati škodljivih snovi in biti mora higiensko neoporecno. Le v takem stanju je primerno za uporabo v kmetijstvu in gozdarstvu, kar je sicer ekološko najprimernejši nacin dispozicije blata – vkljucevanje v naravni proces kroženja snovi in energije.

61

Slika 1.28: Shematski prikaz ucinkovitosti klasicne biološke cistilne naprave Koncentracija kisika v odvodniku po vtoku neocišcene odplake naglo pade. Zaradi naravnega ozracevanja (naravna aeracija) pa se vzdolž recnega toka koncentracija kisika polagoma izboljša. V procesu oksidacije organskega onesnaženja sprošcena hranila (vzporedno s povecano koncentracijo kisika) pa povzrocijo fotosinteticno proizvodnjo novih organskih snovi (vodnih rastlin, alg), kar predstavlja tako imenovano sekundarno biokemicno onesnaženje vodotoka. Izlocanje zgolj organskega ogljika (BPK5) iz odpadne vode, brez eliminacije hranil (dušikove in fosforjeve spojine – N, P), še ne predstavlja popolnega ocišcenja odpadnih vod. S klasicnim biološkim cišcenjem (II. stopnja) odstranimo poleg približno 80% organskega ogljika, samo okoli 24% dušika in 29% fosforja, s cimer pa omenjenega sekundarnega onesnaženja, oziroma njegovih posledic za bilanco kisika v odvodniku nismo preprecili.

neasimili-rani ogljik

N=25

C=90

C=10

P=1,4

asimilirani organski

ogljik [mg/L]

dušik [mg/L]

fosfor [mg/L]

neasimilirani organski

ogljik[mg/L]

sveža sedimentirana odplaka

CO2 H2O energija

C=40

N=6

C=40

P=0,4

C=20

biološko blato

N=19

C=20

P=1,0

iztok ocišcene odpadne vode

STEHIOMETRIJA AEROBNEGA BIOLOŠKEGA CIŠCENJA

+

C=100

ogljikov dioksid

+ soncna energija

C=110

N=16

P=1,0

+ 15 O2

C=10

N=3 +

kolicina nastalih alg

STEHIOMETRIJA RASTI ALG V BIOLOŠKO OCIŠCENI VODI

gnitje

respiracija

sinteza

62

Iz navedenega je moc presoditi o pomenu III. stopnje cišcenja odpadnih voda (eliminacija hranil N, P iz drugostopenjske ocišcene odpadne vode), ki je danes v državah evropske skupnosti že predpisana, kar v bližnji prihodnosti pricakujemo tudi pri nas. Problematika sodobnega cišcenja odpadnih voda je izredno kompleksna in dopušca širok spekter možnih rešitev, ki pa se glede bistva samih bioloških procesov med seboj ne razlikujejo dosti. Dušikove spojine v odpadni vodi so v vecini primerov prisotne v obliki organskih dušikovih spojin med katerimi prevladuje amoniak in amonij. Biološko odstranimo amoniak tako, da ga pretvorimo v nitrit in nato v nitrat. To opravita dve razlicni vrsti organizmov v prisotnosti kisika. Kot je razvidno iz spodnje reakcije v primeru amonija, se v procesu nitrifikacije tvorijo vodikovi protoni, kar pomeni, da se pH raztopine znižuje. NH4

+ + 2O2 → NO3- + H2O + 2H+ (en. 1.80)

Mikroorganizmi, ki sodelujejo v nitrifikaciji so relativno obcutljivi na razlicne organske in anorganske spojine prisotne v odpadni vodi ter na pH. Optimalna vrednost le-tega je med 7,0 in 7,5. Za nitrifikacijo je tudi pomembno, da vzdržujemo zadostno koncentracijo raztopljenega kisika: priporocljiva vrednost je okoli 2mg/l. Denitrifikacija ali pretvorba nitrita oziroma nitrata v dušik poteka v anaerobnih pogojih. Kot kaže spodnja enacba, je v tem procesu potreben tudi organski ogljik; v kolikor ga v sami vodi ni v zadostnih kolicinah, ga je potrebno dodati. V procesu se tvorijo tudi alkalne spojine, ki nevtralizirajo približno polovico med nitrifikacijo nastali protonov. 6NO3

- + 5CH3OH → 3N2- + 5CO2 + 7H2O + 6OH- (en. 1.81)

Denitrifikacija in nitrifikacija potrebujeta torej sosledje aerobnih in anaerobnih pogojev, pravilen pH in izvor organskega ogljika. Te pogoje lahko izpolnimo s primernim zaporedjem aerobnih in anaerobnih reaktorjev kot je to prikazano na sliki 1.29.

63

a)

anaerobni reaktor

aerobni reaktor

naknadno usedanje

recirkulacija

povratno blato

blato

nitrifikacija denitrifikacija

aerobni + anoksicni + aerobni reaktor

naknadno usedanje

recirkulacija

povratno blato

blato b)

anaerobni reaktor

anoksicni reaktor

aerobni reaktor

naknadno usedanje

recirkulacija

povratno blato

c) blato

recirkulacija

64

Slika 1.29: Funkcionalne sheme cistilnih naprav s kombinirano eliminacijo dušika in fosforja

Posamezne variante cistilnih postopkov III. stopnje shematsko prikazanih na sliki 1.29 imajo kljub nekoliko razlicnim konfiguracijam skupni nacin recirkulacije nitrificirane odplake v anoksicni (denitrifikacijski) reaktor. Poleg ustreznih dimenzij in potrebne kontrole koncentracije kisika je za uspešno denitrifikacijo odpadne vode v cistilni napravi odlocilna stopnja recirkulacije nitrificiranega efluenta, ki ne sme biti manjša od 400% do 600% dotoka surove odpadne vode. Slika 1.30 prikazuje odvisnost ucinka denitrifikacije od stopnje recirkulacije in od števila denitrifikacijskih (anoksicnih) reaktorjev, ki so vgrajeni v postopek cišcenja. Pri tehnološki shemi d.) (slika 1.29) je recirkulacija opušcena na racun izmenicnega delovanja dveh reaktorjev, ki delujeta izmenicno v aerobnih in anoksicnih pogojih, kar je mogoce razmeroma enostavno zagotoviti z ustrezno regulacijo. Posamezni navedeni postopki se med seboj razlikujejo predvsem po zahtevnosti vzdrževanja opreme, po ceni opreme in glede zahtevnosti vodenja samega tehnološkega postopka cišcenja.

anaerobni reaktor

anoksicno aerobni reaktor

aerobno anoksicni reaktor

naknadno usedanje

povratno blato

d) blato

anoksicni + aerobni reaktor

naknadno usedanje

povratno blato

blato e)

65

Slika 1.30: Ucinek denitrifikacije v odvisnosti od recirkulacije in števila anoksicnih reaktorjev (n)

Vse podane tehnološke sheme III. stopnje cišcenja odpadne vode vsebujejo tudi biokemicno defosfatizacijo fosforja. Proces biokemicne defosfatizacije mora potekati v striktno anaerobnih pogojih, to je brez kisika in brez nitratov v recirkuliranem povratnem blatu. Zato štiri do šestkratna recirkulacija nitrificirane vode, kot je razvidno iz podanih shem na sliki 1.29, ne sme potekati preko reaktorjev za defosfatizacijo. Princip biokemicne defosfatizacije sloni na lastnosti dolocenih bakterij (Acinetobacter itd.), da akumulirajo, ce so pod “anaerobnim stresom”, v primerjavi z drugimi mikroorganizmi, ki so prisotni v procesu cišcenja, vecje kolicine fosforja. Z dodatno koagulacijo efluenta pa je mogoce koncentracije fosforja v ocišceni vodi še dodatno zmanjšati. Žal pa vsi do sedaj opisani postopki cišcenja ne morejo zagotoviti ucinkovito dezinfekcijsko ocišceno vodo, ceprav se število bakterij v ocišceni vodi zmanjša za preko 90%. Popolno dezinfekcijo ocišcene vode je mogoce zagotoviti le ce prakticno ne vsebuje nobenih suspendiranih snovi. To pa lahko izvedemo s filtracijo vode, ki je lahko podprta tudi s flotacijo. Glede uporabe dezinfekcijskih sredstev pa velja opozoriti, da klor in ozon, kot sicer najpomembnejši dezinfekcijski sredstvi, za vecino ocišcenih odpadnih vod nista primerna. Eden od razlogov je tudi ta, da lahko v odvodniku povzrocita pomor rib, prav tako pa se tovrstni dezinfekciji vse bolj ogibajo tudi pri pripravi termostabilne pitne vode. Dosti bolj primerno dezinfekcijo ocišcenih odpadnih voda dosežemo z ultravijolicnimi žarki, kar se v svetu vse bolj uveljavlja. Poleg uvajanja III. stopnje cišcenja odpadnih voda ostaja poglavitno vprašanje obdelava in dispozicija blata, ki mora zagotoviti njegove ekološko sprejemljive parametre kot so: toksicnost, vonj, vsebnost bakterij, nadaljnja razgradljivost itd. Seveda je v ekološkem pogledu najprimernejša recirkulacija blata na polja kmetijskih površin, vendar le, ce blato ustreza bakteriološkemu kriteriju in glede vsebnosti škodljivih snovi, ki bi s pronicanjem zopet lahko prišle v stik s podtalnico. V nasprotnem primeru pa je potrebno blato deponirati na komunalnih deponijah ali v skrajnem primeru, ce je prevec onesnaženo na zato posebej urejenih odlagališcih, kar sam postopek predelave blata in s tem celoten postopek cišcenja odpadnih voda dodatno podraži. Posušeno blato pa je mogoce tudi sežgati v zato primerni sežigalni napravi.

66

1.9 Problematika blat in gošc iz cistilnih naprav Glavnina danes proizvedenih odpadnih blat izvira iz obratov za cišcenje komunalnih in industrijskih odpadnih vod. Kolicinsko manj pomemben vir pa so še razni industrijski procesi, v katerih nastajajo blata in gošce kot stranski produkt proizvodnih procesov. V splošnem delimo odpadna blata na anorganska in organska. Glavni vir anorganskih blat so razlicni obarjalni procesi, v katerih npr. z dodatkom apna, baze ali sulfidov iz raztopine obarjamo težke kovine. Poglaviten vir organskih blat pa so cistilne naprave ter številne industrijske panoge kot npr. prehrambena, celulozna in papirna, farmacevtska, kemijska ter petrokemijska. Ceprav so kolicine povsem industrijskih gošc v primerjavi s kolicinami gošc proizvedenimi v cistilnih napravah precej manjše, pa sta njihova nadaljnja predelava in unicenje obicajno precej zahtevnejša, saj je za vsak primer potreben vec ali manj individualen pristop. Problem aktivnih blat in gošc je predvsem v njihovi kolicini. Vendar bodo proizvedene kolicine še narašcale. Ne glede na nadaljnjo usodo blat, je iz njih obicajno potrebno najprej odstraniti odvecno vodo. V tem procesu se volumen blat precej zmanjša, kar olajša njihovo nadaljnjo predelavo. Ko je odvecna voda odstranjena, imamo dve opciji: blata lahko pošljemo v termicno obdelavo ali pa na deponijo oziroma polje. V kolikor so namenjena na deponijo oziroma polje, jih je potrebno predhodno še stabilizirati. Glavni namen stabilizacije blat je, zmanjšanje vonja in vsebnosti gnijocih sestavin ter zmanjšanje vsebnosti patogenih mikroorganizmov. Najpomembnejši nacin za dokoncno odstranjevanje blat so trenutno odvoz na deponije, uporaba v poljedelstvu in visokotemperaturna predelava (sežig ter oksidacija v tekoci fazi). Izbor ene ali druge alternative je odvisen od lokalnih dejavnikov, kot so zakonski predpisi, obstojece možnosti in kapacitete, ekonomski faktorji in podobno. Trenutno so še povsod v Evropi dovoljene vse tri alternative, a se pricakujejo resne omejitve na podrocju deponiranja neinertnih odpadkov in tudi blat. Uporaba blat v poljedelstvu, kot takih ali v obliki komposta, je omejena predvsem na blata, ki izvirajo iz cišcenja komunalnih odplak. Industrijska ter mešana blata, še posebno, ce vsebujejo težke kovine, so za te namene neprimerna. Blata vsebujejo vse najpomembnejše elemente potrebne za rast rastlin, vkljucno dušik in fosfor in so zato dragocen dodatek obicajnim gnojilom. Visokotemperturna predelava blat, pridobiva na veljavi povsod v Evropi. Tu ima prednost predvsem sežig oziroma sosežig, kot pomembna alternativa, predvsem za manjše kolicine pa se pojavlja oksidacija v tekoci fazi (wet oxidation).

1.9.1 Sestava odpadnih blat Odpadna blata delimo na: • primarna odpadna blata,

67

• sekundarna odpadna blata, • terciarna odpadna blata, • surovo odpadno blato. Primarna odpadna blata so odpadna blata, ki nastanejo zaradi mehanskih postopkov locevanja odpadkov pri obdelavi odplak in odpadnih vod. Gre za skupek usedlin rumeno-sive barve iz še neobdelanih odpadnih vod. Vidni so grobi delci (fekalije, papir, zelenjavni in sadni odpadki). Taka odpadna blata po dolocenem casovnem obdobju prehajajo v gnitje, katero spremlja izrazito neprijeten vonj. Sekundarna odpadna blata, nastanejo pri bioloških postopkih cišcenja odpadnih vod. So skupek prebitka bioloških odpadkov sivo-rjave barve. Imajo homogeno strukturo in visok delež vsebnosti organskih materialov. Podobno kot primarna tudi sekundarna blata po dolocenem casovnem obdobju prehajajo v gnitje, katero spremlja izrazito neprijeten vonj. Terciarna odpadna blata so tista, ki nastanejo med postopkom cišcenja z flokulacijo in kasnejšim filtriranjem odpadne vode. So produkt kemicnega obarjanja modro-zelena obarvana gošca homogene strukture, organskega izvora z deležem vsebnosti umetnih snovi. Podobno kot primarna in sekundarna tudi terciarna blata po dolocenem casovnem obdobju prehajajo v gnitje, katero spremlja izrazito neprijeten vonj. Surovo odpadno blato je vsota oz. skupek vseh treh zgoraj naštetih vrst odpadnih blat.

Shematsko lahko sestavo odpadih opišemo tudi z naslednjo shemo:

Parametri, kateri opisujejo sestavo in strukturo odpadnih blat so: • vsebnost trdnih snovi oz. vsebnost vode,

ODPADNA BLATA

TRDNI DELCI VODA

Organski delež trdnih delcev

Anorganski delež trdnih delcev

60 – 70% 30 – 40%

68

• delež organskih snovi, • sposobnost zgošcevanja oz. dehidratacije, • pH-vrednost, • vsebnost hranljivih snovi, • vsebnost in kolicina vsebovanih organskih kislin, • vsebnost težkih kovin in toksicnih snovi. Tabela 1.4: Vsebnost trdnih snovi in dolocanje deleža trdnih snovi in odpadnih blat

Vsebnost trdnih delcev [gTS/E⋅ d]

Vsebnost org. trdnih delcev [gTS/E⋅ d]

Delež trdnih delcev [%]

Primarno blato 45 30 5,0 Sekundarno blato 35 20 0,7 Terciarno blato 15 3 2,0

Tabela 1.5: Vsebnost hranljivih snovi v odpadnih blatih v kg na tono suhe snovi

N [kg/t] P2O5 [kg/t] K2O [kg/t] MgO [kg/t] CaO [kg/t] Minimalna vrednost 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1 Maksimalna vrednost 246 344 95 122 727 Srednja vrednost 38 36 4 16 74

Tabela 1.6: Kolicine škodljivih snovi v odpadnih blatih

ANORGANSKE ŠKODLJIVE SNOVI Pb Cd Cr Cu Ni Hg Zn

Srednje vrednosti v mg/kg 126 1,9 103 331 37 1,5 1134 ORGANSKE ŠKODLJIVE SNOVI

AOX PCB PCDD/F Srednje vrednosti v mg/kg 192 0,2 39

1.9.2 Predelava blat Ne glede na nadaljnjo usodo blat, je iz teh obicajno potrebno najprej odstraniti odvecno vodo. V tem procesu se volumen blat precej zmanjša kar olajša njihovo nadaljnjo predelavo. Enkrat, ko je odvecna voda odstranjena imamo pravzaprav dve možnosti: • blata lahko pošljemo v termicno predelavo, • blata lahko odložimo na deponijah ali poljih. V kolikor so namenjena za deponije ali polja, jih je potrebno predhodno še stabilizirati. Glavni namen stabilizacije blat je zmanjšanje vonja in vsebnosti gnijocih sestavin ter zmanjšanje

69

vsebnosti patogenih mikroorganizmov. Stanje odstranjevanja odpadnih blat v primerjavi z stanjem iz preteklih let je pregledno prikazano v diagramu na sliki 1.31.

Slika 1.31: Postopki predelave odpadnih blat

Za zamnjševanje vsebnosti vode v blatu se uporabljajo tri vrste procesov in sicer: • zgošcevanje (thickening) • gravitacijsko zgošcevanje • flotacija • centrifugalno zgošcevanje • filtracija in • sušenje. Gravitacijsko zgošcevanje izvajamo v bazenih podobnim vsedalnikom. Ucinkovitost je odvisna od tipa blat, vstopne vsebnosti trdnih delcev, zadrževalnega casa, temperature, uporabljenih kemikalij ali ostalih obratovalnih pogojev. Primarna blata je lažje zgošcevati kot aktivna blata. Hitrost zgošcevanja je višja pri višjih temperaturah in pri dodatku apna, klora ali polimerov. Spodnja tabela prikazuje tipicne vsebnosti trdnih delcev dosežene v gravitacijskem zgošcevalniku za razlicne vrste blat. Tabela 1.7: Prikaz vsebnosti trdnih delcev dosežene v gravitacijskem zgošcevalniku za razlicne vrste blat

Blato Vstopna koncentracija %

trdnih delcev Izstopna koncentracija %

trdnih delcev Primarno blato 2 - 7 5 - 10 Blato iz kopalnega filtra 1 - 4 3 - 6 Blato iz rotirajocih diskov 1 - 3,5 2 - 5 Aktivno blato 0,2 - 1,5 2 - 3 Anaerobno pregnita zmes primarnega in aktivnega blata

4 6 - 8

70

Pri flotaciji dosežemo zgošcevanje s pomocjo finih mehurckov zraka, ki jih uvajamo v sistem. V naravi se mehurcki prilepijo oz. adsorbirajo na površino trdnih delcev. Nastala vzgonska sila dvigne trdne delce na površje, od koder jih posnamemo. Na ta nacin lahko locimo delce katerih gostota je vecja od gostote vode. Pogosto se za zgošcevanje blat uporablja flotacija na osnovi raztopljenega zraka (dissolved air flotation). V tem procesu najprej uvajamo zrak pod povišanim tlako m v približno 30% izstopnega toka. Enkrat, ko je voda nasicena z rakom, jo vodimo nazaj na vstop v florator, ko jo pomešamo z vstopajocim svežim blatom. Pri tem reduciramo njen tlak do atmosferskega tlaka. Mikroskopski mehurcki, ki se pri tem tvorijo, se adsorbirajo na trdne delce in jih ponesejo proti površju. Pomembni parametri za uspešno obratovanje flotacije so razmerje zrak/trdni delci, lastnosti blat, pretok trdnih delcev, tip ter kolicina uporabljenega polimera in pa hitrost posnemanja na površju plavajocih delcev. Predvsem uporaba polimerov ima izredno pomemben ucinek na delovanje flotacije. Polielektroliti lahko izboljšajo delovanje flotacije s povecanjem velikosti delcev, ki so prisotni v odpadni vodi. Na premajhne delce se namrec mehurcki zraka le s težavo prilepijo. V spodnji tabeli je prikazana ucinkovitost flotacije za razlicne mešanice blat in razlicne kolicine dodanega polimera. Tabela 1.8: Tipicne vstopne in izstopne vsebnosti trdnih delcev iz flotacijskih zgošcevalnikov

Blato Kolicina polimera v

kg/t trd. delcev Vstopna

koncentacija mg/l Izstopna koncentracija

% trdnih delcev 0,0 4 600 4,0 1,4 5 000 3,8 Aktivno 2,7 5 000 4,0 0,0 5 000 3,0 Aktivno 11,8 8 000 3,5 - 5,5 0,0 8 000 6,5 Aktivno

Aktivno + primarno 0,0 6 400 8,6

Obstajata dva tipa centrifugalnih zgošcevalnikov in sicer: • centrifuga z neperforirano košaro, • centrifuga z neperforirano posodo (slika 1.32). Prva obarja nekontinuirano in je torej primerna predvsem za manjše pretoke (do 90 L/s). Naprava je tudi precej fleksibilna in lahko sprejme prakticno vse vrste odpadnih blat. Obratovanje in vzdrževanje naprave je nezahtevno. Tipicne koncentracije trdnih delcev v pogaci so med 8 in 10 ut. %. Vrednosti so lahko tudi precej višje, v kolikor se vrhnji redkejši del pogace loci od glavne pogace in recirkulira. V tem primeru lahko vsebnost trdnih delcev v glavnini pogace doseže tudi 12 ÷ 14 ut. % za aktivna ter do 25 ÷ 30 ut.% za primarna blata.

71

Slika 1.32: Centrifuga z neperforirano posodo

V procesu filtracije locujemo s pomocjo tlacnega gradieneta trdne delce od tekocine. Tlacni gradient je posledica uporabe gravitacijske ali centrifugalne sile, oziroma povišanega tlaka ali vakuuma. Dosežene vrednosti trdnih delcev v filternih pogacah so tudi do nekajkrat višje kot v procesu zgošcevanja. Za filtracijo odpadnih blat se najvec uporabljajo sledeci trije sistemi: • kontinuirane filterne stiskalnice (belt filter presses), • nekontinuirane filterne stiskalnice (plate and frame filter presses), • vakuumski filtri. Spodnje slike prikazujejo delovanje treh filternih sistemov. Kot že ime pove, deluje nekontinuirna filterna stiskalnica nekontinuirano in je tudi zaradi tega kapitalsko in delovno intenzivna. Njen poglavitna prednost je v tem, da so dosežene koncentracije trdnih delcev v filterni pogaci višje kot pri ostalih dveh sistemih. Spodnja tabela prikazuje tipicne koncentracije trdnih delcev v filternih pogacah za vse tri sisteme.

72

Slika 1.33: Kontinuirana in nekontinuirana filterna stiskalnica ter rotacijski vakuumski filter

Tabela 1.9: Pregled ucinkovitosti filternih sistemov

Vstopna koncentracija ut.% trdnih delcev

Filterna pogaca ut.% trdnih delcev

3 - 10 28 - 44

Kontinuirana filterna stiskalnica: primarno blato aktivno blato 1 - 3 16 - 32

5 - 10 39 - 45

Nekontinuirna filterna stiskalnica: primarno blato aktivno blato 1 - 5 37 - 45

Vakuumski filter: primarno blato 4,5 - 9,0 27 - 35

73

aktivno blato 2,5 - 4,5 13 - 20

Sušenje blat je proces za nadaljnje zmanjšanje vsebnosti vode v blatu. Ker je enrgetsko intenziven, se obicajno uporablja kot zadnji v vrsti procesov za zmanjšanje vsebnosti vode in še to obicajno le v primerih, ko je blato namenjeno za sežig. Vsebnost vlage v blatu po sušenju je obicajno pod 10 ut.%.

1.9.3 Stabilizacija blat Nadaljnja skupnost procesov, ki se uporabljajo v predelavi odpadnih blat je obicajno poznana s skupnim imenom stabilizacija blat. Kot že omenjeno, je glavni namen stabilizacije blat zmanjšanje njihovega vonja in vsebnosti gnijocih sestavin ter istocasno unicenje v blatu prisotnih patogenih mikroorganizmov. Stabilizacija se torej uporablja prvenstveno za blata, ki so namenjena na deponije in polja. Obstaja vec procesov stabilizacije blat in sicer: • anaerobno, • aerobno, • stabilizacija z blatom, • kompostiranje. Anaerobno in aerobno gnitje blat sta pravzaprav podobna anaerobnemu in aerobnemu cišcenju odpadnih vod kakor tudi oprema, ki se zato uporablja. V primeru aerobnega gnitja deluje sistem v fazi t.i. endogenega metabolizma, v kateri mikroorganizmi kot vir hrane uporabljajo protoplazmo odmrlih mikroorganizmov. Stranska ucinka anaerobne in aerobne stabilizacije blata sta precejšnje zmanjšanje volumna blata ter precej olajšano odstranjevanje odvecne vode iz preostanka. Stabilizacija blat z apnom je sila preprost in poceni proces. Dodatek apna odstrani neprijetne vonjave in zmanjša kolicino patogenih mikroorganizmov. Kolicina gnijocih snovi v blatu se z dodatkom apna ne zmanjša. Proces je torej reverzibilen: mikroorganizmi se razmnožijo in vonjave povrnejo, ko pH blata spet pade. Zaradi tega se obicajno doda apno v presežku. Iz z apnom stabiliziranega blata je odstranjevanje odvecne vode precej olajšano. Z apnom stabilizirano blato je primerno za uporabo v poljedelstvu oz. z odvoz na urejena odlagališca. Kompostiranje je aeroben termofilen razpad organskih komponent v relativno stabilen material podoben humusu. V procesu kompostiranja blato ni predelano v popolnoma inerten material. Kompost, ki nastane pri kompostiranju blata je lahko pomemben izvor dragocenih hranil za rast rastlin. Organske komponente komposta so dobrodošle kot dodatek prsti, ker so stabilizirane, gnijejo pocasi in tako ostanejo aktivne dlje kot nestabilizirane, nepregnite snovi.

1.9.4 Dokoncno odstranjevanje blat Najpomembnejši nacini za dokoncno odstranjevanje blat so trenutno odvoz na deponije, uporaba v poljedelstvu in pa visokotemperaturna predelava (sežig ter oksidacija v tekoci fazi).

74

Izbor ene ali druge alternative je odvisen od lokalnih dejavnikov kot so zakonski predpisi, obstojece možnosti in kapacitete, ekonomski faktorji in podobno. Trenutno so še povsod v Evropi dovoljene vse tri alternative, a kot že prej omenjeno, se z zacetku tega tisocletja pricakujejo resne omejitve na podrocju deponiranja neinertnih odpadkov in torej tudi blat. Uporaba blat v poljedelstvu, kot takih ali v obliki komposta, je omejena predvsem na blata, ki izvirajo iz cišcenja komunalnih odplak. Industrijska ter mešana blata, še posebno, ce vsebujejo težke kovine, so za te namene neprimerna. Blata vsebujejo vse najpomembnejše elemente potrebne za rast rastlin, vkljucno dušik in fosfor in to so zatorej dragocen dodatek obicajnim gnojilom. Visokotemperaturna predelava blat pridobiva na veljavi povsod Evropi. Pri tem prednjacita predvsem postopek sežiga in sosežiga, kot pomembna alternativa predvsem za manjše kolicine pa se pojavlja oksidacija v tekoci fazi (wet oxidation). Za sežig se prvenstveno uporabljajo sistemi sežiga v fluidiziranem sloju. Pri cistem sežigu nastopa glavni problem povsem na zacetku, to je takrat ko je treba samo sežigalno napravo postaviti. Pridobitev vseh potrebnih dovoljenj je pogosto dolgotrajen in mukotrpen proces. Problem nastopi tudi pri zagotovitvi potrebnih kolicin blata za nemoteno obratovanje sežigalne naprave. Transport blat je drag, saj obicajno transportiramo vsaj 50% vode. Manj problemov z dovoljenji, a zato podobne probleme s potrebnimi kolicinami blat imajo tudi veliki sistemi za oksidacijo v tekoci fazi (Vertech proces). Do sedaj edina naprava zgrajena v zacetku devetdesetih na Nizozemskem ni nikoli obratovala s polno zmogljivostjo, saj preprosto ni bilo mogoce zagotoviti potrebnih kolicin blata (približno 23 000 t suhe snovi na leto, kar ustreza kolicini, ki jo proizvede mesto z 1,5 milijona prebivalcev). Prav zaradi teh problemov je alternativa, ki jo ponujajo manjši sistemi za mokro oksidacijo cedalje zanimivejša.

1.10 Rastlinske cistilne naprave Rastlinske cistilne naprave (RCN) delujejo na principu fizikalno-kemijskih ter bioloških procesov. Med njimi glavno vlogo prevzamejo bakterije (cca.80%) ter rastline (cca.20 %). V principu cišcenje poteka tako, da onesnažena voda priteka v RCN, se tam ocisti in iz naprave odtece ocišcena voda. Osnovi procesi v RCN so adsorbcija, mineralizacija in aerobna ter anaerobna razgradnja. Glavni delež prispevajo bakterije, ki žive na substratu (pesek) v koreninah ali med njimi. Rastline uvajajo substrat kisik in tako ustvarjajo aerobne cone. Med aerobnimi conami se nahajajo anaerobne cone. V tako mozaicno razporejenih podrocjih s kisikom in brez prihaja do razgradnje snovi v odpadni vodi in vgrajevanje v mikrobno biomaso. Vloga rastlin se kaže predvsem v tem da nudijo s svojimi koreninskimi sistemi podlago bakterijam za pritrjevanje. Na ta nacin vgrajujejo mineralizirane snovi. (npr. Fosfate, nitrate ter mnoge toksicne snovi) v rastlinsko tkivo. Študije masnih bilanc pretoka snovi skozi mocvirske ekosisteme so pokazale, da se hranilne snovi lahko zadržijo, pretvorijo ali pa delujejo kot izvor dolocenih hranil. Mokrišca dobijo hranila predvsem po hidroloških poteh (reke, potoki, itd.), v njih nastajajo organske snovi s fotosintezo in s fikasacijo dušika, hranila pa nato odtekajo s površinskimi ali podzemnimi iztoki. Razgradnja oz. sinteza snovi poteka v razlicnih delih mokrišca. Sinteza poteka v

75

zelenih delih rastlin, biološka razgradnja pa z delovanjem mikrobov v coni korenin. Tako pride do razgradnje organskih snovi, ki so prišle v ekosistem z vtokom. Mineralizirane snovi pa nato izkoristijo zelene rastline v procesu fotosinteze za izgradnjo nove organske mase. Pomemben faktor je tudi pretok hranilnih snovi skozi mokrišce. Cim vecji je pretok, tem vecji je efekt biološke razgradnje snovi. Vecino rastlin v mokrišci sestavljajo »makrofiti«, velike rastline. Makrofiti sodijo v družino trav, najpogostejše so vrste trsticja in šašev. Makrofiti delujejo kakor "crpalka" za hranilne snovi iz sedimentov. Makorfiti crpajo 95% do 99% hranil iz cone sedimentov in jih vgradijo v svoja tkiva. Makrofiti pa imajo tudi vlogo pri zmanjševanju erozije, stabilizaciji vodnega toka, procesu sedimentacije, uvajajo kisik v cono korenin, kar še pospeši mikrobno razgradnjo snovi. Prav slednja vloga je izjemno pomembna saj omogoca pogoje za aerobno razgradnjo snovi, ter za denitrifikacijo in nitrifikacijo. Mocvirske rastline vgradijo v svoja tkiva, od 30 do 150 kgP/ha/leto, oz. od 200 do 2500 kgN/ha/leto. Njihove lastnosti so (Tanner, 1996): • toleranca na lokalno klimo, škodljivce in bolezni (trsticje raste tudi na Tibetu), • toleranca na onesnaženje in hipertroficne (prekomerne kolicine hranil) pogoje, • lahko in hitro razmnoževanje in prilagajanje, • velika sposobnost za asmiliacijo polutantov in mikrobno razgradnjo. Zelo pomembno vlogo v mocvirskem ekosistemu igrajo mikroorganizmi in alge. Mikroorganizmi so glavni nosilci razgradnje organskih snovi. Gre za raznoliko bakterijsko združbo, ki poseljuje substrat in koreninski sistem mocvirja. Bakterijska združba prerašca delce substrata v mocvirju (tudi v RCN) kakor biofilm. Zanj velja, da ima vlogo »bioreaktorja«, kjer je velika koncentracija mikroorganizmov in intenziven potek biokemijskih procesov razgradnje.

1.10.1 Fizikalne funkcije mocvirskih rastlin Mocvirske v RCN razporejajo in zmanjšajo hitrost vode, ki vstopa v cistilno napravo. Ustvarja boljše pogoje za usedanje suspendiranih snovi in poveca cas med odpadno vodo in koreninsko cono rastlin. Mocvirske rastline preprecujejo nastanek erozijskih kanalov (Kadlec, Knight, 1996). Prav tako pa plast rastlin predstavlja debel »biofilm« med atmosfero in površino RCN. Plast odmrlih rastlin služi tudi, kot dobra izolacija v zimskih mesecih in preprecuje zmrzovanje. V poletnih mesecih pa služi, kot izolacija in preprecuje pregretje in izsušitev gred.

1.10.2 Biokemijske funkcije mocvirskih rastlin Mocvirske rastline so fotosintetski organizmi, ki uporabljajo svetlobno energijo za asimilacijo anorganskega ogljika in nadaljnjo sintezo organskih snovi. Proizvodnja organskih snovi iz svetlobe, anorganskih hranilnih snovi in vode je primarna produkcija ekosistema. S tega stališca sodijo mocvirski ekosistemi med najproduktivnejše na svetu. Velika primarna produkcija pa pomeni tudi veliko privzemanje anorganskih hranil iz ekosistema. Mocvirske rastline privzemajo hranila skozi svoj koreninski sistem. Navadni trst veže v svojo biomaso

76

225 kg/ha/leto dušika in 35 kg/ha/leto fosforja (Kadlec, Knight, 1996). Ugotovljeno je da lahko s košnjami to kolicino še povecamo. Ce RCN ni pokošena se velik del hranil vrne v ekosistem, saj rastlinsko tkivo odmre, po mikrobni razgradnji se hranila vrnejo.

1.10.3 Dinamika kisika Mocvirske rastline so prilagojene na rast v mocvirskem ekosistemu, ki je nasicen s substratom. Struktura tkiva rastlin je takšna, da ima lakunarne prostore (lakune), ki so napoljnjeni z zrakom. Lakunarno tkivo lahko zavzema tudi do 60% vsega tkiva rastlin. Lakunarno služi za zašcito rastlin pred poškodbami, ter za prezracevanje rastlinskih delov pod zemljo. S tem se pokrijejo potrebe podzemnega tkiva po dihanju, del kisika pa se sprosti tudi v rizosfero (pas korenin). Kisik prehaja v notranjost rastlin z pasivno molekularno difuzijo, ki je posledica koncentracijskih gradientov znotraj lakunarnega tkiva in s konvektivnim tokom. Konvektiven tok je posledica pretoka masnih delcev zaradi spremembe gradientov zraka skozi notranje prostore rastlin. Prav konventiven tok je izjemno pomemben za prezracevanje koreninskih plasti. Mocvirske rastline, ki imajo razvit konvektiven tok imajo daljše korenine zaradi boljšega prezracevanja.

1.10.4 Biofilm Mikroorganizmi so najpomembnejši clen pri razgradnji onesnaževal v odpadni vodi. Gre za zadnjo stopnjo v kroženju snovi, kjer se organske spojine ponovno, z delovanjem mikrobov, razgradijo do anorganske oblike. V RCN najdemo mešane populacije mikroorganizmov, ki jo sestavljajo hetero in avtotrofni organizmi, anaerobni in aerobni. Gre za populacije, ki naseljuje površino substrata in koreninskega sistema RCN, zato jo imenujemo biofilm. Biofilm ima sledece lastnosti: • je velik biološki »reaktor«, v katerem je skoncentrirana aktivna masa mikroorganizmov, • zanj je znacilna hitra rast organizmov in velika hitrost kemijskih reakcij, • zaradi substrata in ekstracelularnega izlocka glikokaliksa je biofilm odporen na delovanje

toksinov, • bogata populacijska struktura biofilma, ki vsebuje razlicne organizme, ki lahko naselijo

vse niše substrata, • združba vsebuje tudi enocelicarje in nekatere nevretencarje, ki odstranjujejo patogene in

suspendirane bakterije.

1.10.5 Substrat Substrat se v procese cišcenja v RCN vkljucuje neposredno preko fizikalnih in kemijskih procesov. To so filtracija suspendiranih delcev in patogenih bakterij, adsorbcija raztopljenih organskih snovi, patogenih bakterij, težkih kovin; prihaja do obrajanja fosforja in kovin (Brix, 1993). Posredna vloga substrata pa je v nudenju površine za razvoj biofilma mikroorganizmov in opore za rast mocvirskih rastlin.

77

Prve RCN so bile grajene tako, da so za substrat uporabile ze mljo. Takšne RCN še delujejo ponekod v Evropi (Nemcija, Danska, Avstrija) vendar so v letih delovanja pokazale slabost – mašenje. Gre zato, da ima zemlja premajhno hidravlicno prevodnost,kar povzroca mašenje RCN in okvare delovanja. Razvoj RCN se je nadaljeval z t.i. »Ameriško šolo« RCN, ki je za substrat uporabila razlicne tipe in granulacije peska, proda, mivke in drobljenca. S tem se ucinkovitost cišcenja ni zmanjšala, pretok vode pa je bil bolj enakomeren. Avtorji svetujejo predvsem uporabo recnega peska, ki je spran, tako da ni prisotnih prašnih delcev s katerim se poveca mašenje gred RCN. Z uporabo mešanic peska, pa se življenjska doba RCN poveca. Z uporabo peska se poveca tudi rast korenin v primeru manjših intersticialnih prostorov zemlje. Tabela 1.10: Lastnosti substrata (US Environmental protection agency, A technology assessment, 1993):

TIP Premer [mm] Poroznost [%] Hidravlicna prevodnost [m3/m2/dan] Drobno zrnat pesek 2 32 1,0 Grobo zrnat pesek 8 35 5,0 Droben prod 16 38 7,5 Srednji prod 32 40 10,0 Grobo kamenje 128 45 100,0

Pogosto se uporablja tudi šota. To je delno fosiliziran ostanek rastlinskega materiala. Uporablja se zato ker ima veliko adsorbcijsko sposobnost. Kemicna adsorbcija je najpomembnejši in najhitrejši nacin vezave fosforja. Za povecanje tega procesa so uporabili žlindro iz plavžev, ki je odpadni produkt metalne industrije. Izkazalo se je, da ima enako visoko kapaciteto vezave fosforja kakor mocvirska zemlja (Sakadevan in Bavor, 1998). Kot substrat pa lahko uporabimo tudi razlicne gradbene odpadne materiale (fino zdrobljene opeke, mleta keramika in podobno).

1.10.6 Predstavitev rastlinskih cistilnih naprav Osnova RCN je simulacija naravnega ekosistema mokrišc, z vsemi fizikalnimi in biološkimi procesi, s substratom, rastlinami in mikroorganizmi. Osnova tehnologije je izgradnja mokrišca z izgrajenim dotokom in iztokom odpadne vode. Naravni procesi zajemajo samocistilno sposobnost ekosistema, ki poteka spontano v mokrišcu. Vsaka RCN, oziroma umetno konstruirano mocvirje, mora biti izolirano in tako mu mora biti onemogoceno nenadzorovano odtekanje vode. Mora imeti dotok in iztok odpadne vode. Glede na nacin dotoka (in pretakanja vode) locimo RCN v horizontalnim in vertikalnim dotokom vode.

1.10.6.1 RCN s horizontalnim pretokom Tehnologija RCN s horizontalnim nacinom pretakanja vode temelji na vodoravnem pretakanju vode skozi mokrišce na katerem uspevajo mocvirske rastline (slika 1.22). Voda se dejansko

78

pretaka pod površino skozi sloj substrata, kjer živijo mikroorganizmi. Na mokrišcu posadimo najpogostejše mocvirske rastline: trsticje in rogoz (Typha latifolia in Phragmites australis). Najpomembnejši del RCN je substrat, tukaj najdemo mikroekosisteme, ki se kot biofilm razvijejo ob koreninah in delih substrata. Gre za aerobne in anaerobne populacije bakterij, ki tvorijo osnovo za biološke procese samocišcenja (Kadelc in Knight, 1996) Priporocljivo je, da pred dotokom na RCN uredimo mehansko cišcenje, tako da odstranimo vecje delce. Primerne so »grablje« ali primarni usedalnik. S tem zvišamo ucinkovitost RCN in podaljšamo njeno življenjsko dobo. Priporocljivo je tudi, da RCN sestavljata najmanj dve gredi, kar omogoca vecjo prilagodljivost in lažji nadzor sistema (Copper, 1993). Voda pretaka gravitacijsko, tako da ni potrebno crpanje. Izjemno pomembno vlogo igra izbira substrata. Priporocljivo je uporabiti pesek premera 3 do 6 mm, ki ima hidravlicno prevodnost 10-5 m/s ali vec. Material mora imeti veliko adsorbcijsko sposobnost, ki igra pomembno vlogo pri naselitvi bakterij. Za zagotovitev enakomerne razporeditve odpadne vode po RCN, naredimo v zacetnem delu pas debelega kamenja. Pas služi za enakomerno razporeditev, deluje pa tudi kot mehanski filter za odpadno vodo. Na koncu naprave namestimo perforirano cev, ki služi za zbiranje odpadne vode. Okoli naprave je potrebno narediti zašcitni jez za uravnavanje vodne gladine, jez služi kot zašcita pred razlivanjem v primeru povecanih vodotokov in poplav.

Slika 1.34: RCN s horizontalnim pretokom

1.10.6.2 RCN z vertikalnim podpovršinskim pretokom vode

79

Princip tehnologije temelji na sistemu polnjenja in praznjenja (slika 1.23). V sistemu mora biti vec gred, ki se izmenicno polnijo in praznijo. Grede bi naj bile v dveh stopnjah. Na njih je posajeno trsticje, saj ima najgloblji koreninski sistem med mocvirskimi rastlinami. V grede damo vec plasti substrata. Na dnu je pesek (30-60 mm), nato pa si sledijo plasti do najfinejšega peska (lahko tudi mivke) na vrhu. Priporocljivo je mehansko cišcenje pred dotokom na RCN. Polnjenje gred poteka preko namakalne mreže cevi, ki so razporejene po površini RCN. Polnjenje poteka v roku 1 do 2 dni, nato pa sledi 4 do 8 dnevno mirovanje. V spodnji plasti je iztok, za zbiranje vode služi pas kamenja in perforirana cev. Na prezracevanje spodnjih plasti substrata je potrebno namestiti tudi prezracevalne cevi. Greda ima lahko 1 ÷ 2% nagiba, kar omogoca prosto zbiranje vode. Globina grede je nekaj deset centimetrov. Vertikalne grede se polnijo z dotokom od 0,6 do 1 m3/m2 /dan.

Slika 1.35: RCN z vertikalnim podpovršinskim pretokom

1.10.7 Možnosti uporabe RCN Veliko avtorjev opisuje uspešno cišcenje odplak iz svinjskih farm. Belin-J., McCaskey T. in Black M.C.,2000, opisujejo uspešno zmanjšanje toksicnosti, ki so jo ugotavljali z rakom Ceriodaphnia dubia. Ugotovili so tudi, da RCN deluje enako dobro glede zmanjšanja toksicnosti, tako v zims kih mesecih kakor tudi v drugih mesecih. Pozimi je bila manjša le eliminacija nitrata in BPK5. Na Tajskem so dokazali uspešno cišcenje odplak iz prašicjih farm. Na rastlinsko gredo so posadili pogosto vrsto trave na Tajskem, Vetiveria zizanioides. Uporabili so vertikalen tip RCN, na katero so dovajali razredcene odplake iz farme. Dokazano je bilo uspešno cišcenje (Kantawanichkul, S., et al., 1999). Opisani so tudi primeri odstranitve tenzidov na RCN (Xiao, B. et al., 1999). RCN pa so tudi ucinkovite pri odstranitvi fekalnih bakterij. Perkins J., in Hunter C., 2000, ugotavljata visok odstotek znižanja koncentracije fekalnih bakterij 85%-94%. Ugotavljata tudi, da se ucinkovitost cišcenja niža ce zvišamo pretok skozi RCN. Karpiscak M.M. et al., 1999, ugotavlja možnost cišcenja mlekarniških odpadnih voda z RCN, ki je imela 8 celic in skupno

80

5000m2 površine. Geary P.M. in Moore J.A., 1999, sta preucevala ucinkovitost RCN za mlekarniške odplake. Ugotavljata, da je bilo znižanje BPK5 zadovoljivo, medtem pa sta opazila malo in variabilno znižanje koncentracij fosforja in dušikovih spojin. Laber et al., 1999, poroca o dobrih ucinkih cišcenja bolnišnicnih odplak z RCN v Nepalu. RCN je imela dva dela, prvi je imel vertikalen pretok vode, drugi pa horizontalen. RCN so se na zacetku razvoja uporabljale predvsem za tretjo stopnjo cišcenja v sklopu vecjih komunalnih cistilnih naprav. Sledil je napredek tehnologije, ki je omogocil samostojno delovanje RCN za popolno cišcenje komunalnih odplak manjših naselij. Ve lja pravilo, da je postavitev RCN ekonomsko smiselna za naselja do 1500 PE. Ustreznost RCN za cišcenje odpadne vode potrjujejo številne študije. RCN posnemajo samocistilno sposobnost naravnih morkišc, zato potekajo v njih naravni fizikalni, kemijski in biološki procesi. Fizikalni procesi vkljucujejo, sedimentacijo, filtracijo. Kemijski procesi vkljucujejo obarjanje, adsorbcijo, razgradnjo organskih snovi, itd. Biološki procesi pa vkljucujejo pasivni in aktivni prevzem snovi v rastlinsko maso, detoksifikacijo, zmanjšanje števila fekalnih in patogenih mikroorganizmov. V procesu cišcenja ima glavno vlogo ustrezna mešanica substrata, mikroorganizmov in ustreznih rastlin. Tabela 1.11: Povprecna ucinkovitost znižanja parametrov (Kadlec, Knight, 1996)

Parameter Odstotek ocišcenja KPK 82 – 96% BPK5 77 – 98% Orto-P 83 – 94% NH3-N 60 – 96% Neraztopljene snovi 70 - 98%

Zelo pomembna je tudi eliminacija dušika (N) in fosforja (P). Pri eliminaciji N in P imajo glavno vlogo rastline in mikroorganizmi, ki vgradijo N in P v svoja tkiva. Tabela 1.12: Prevzem dušika (N) in fosforja (P) v rastlinsko tkivo (Kadlec, Knight, 1996)

Vrsta rastline Prevzem N (kg/ha.leto) Prevzem P (kg/ha.leto) Phragmites australis 1220 80 – 375 Typha latifolia 1164 179

Na splošno prevladuje mnenje, da so RCN primerne za terciarno fazo cišcenja odpadnih voda, kakor tudi primarno in sekundarno fazo cišcenja. Pri tem ne smemo spregledati njihovih pozitivnih kakor tudi negativnih lastnosti. Prednosti RCN so: • nizki stroški izgradnje, • ne potrebujejo el. energije, • ucinkovito cišcenje odpadnih voda, • nizki obratovalni stroški.

81

Njihove slabosti so: • manjša odpornost na hidravlicne šoke, • zamenjava substrata vsakih pet let, • okvare delovanja pri visokih stopnjah toksicnosti. Na splošno prevladuje strokovno mnenje da predstavljajo RCN zanimiv sistem za rešitev problema komunalnih odpadnih voda za manjša naselja, zaselke ali turisticne objekte. Do sedanje raziskave kažejo na visoko ucinkovitost cišcenja komunalnih voda. Možnost za nadaljnje raziskave je uporaba RCN za cišcenje industrijskih in visoko toksicnih odpadnih voda.

82

2 Zrak

2.1 Uvod Problematika onesnaženja zraka je bila aktualna že dosti prej kot si danes obicajno predstavljamo. V Angliji je bil že leta 1273 sprejet prvi zakon o onesnaževanju zraka s produkti zgorevanja. Seveda je bil takratni problem onesnaženja popolnoma neprimerljiv z današnjo problematiko globalnega onesnaženja zemeljskega ozracja oziroma kar celotne atmosfere. Ceprav so v zraku prisotne tudi necistoce naravnega izvora, smo danes prica vse hujšemu onesnaženju zraka, ki je posledica predvsem clovekovega vpliva na okolje. Naravni izvori onesnaževanja zraka (vulkanska aktivnost na primer) so deležni relativno male strokovne publicitete, kar je posledica dejstva, da clovek nima vpliva na njih. Poleg tega so bili naravni izvori onesnaževanja sestavni del zemeljske evolucije, kar pomeni, da so v neki meri sestavni del naravnega okolja, ozracje samo pa jim je kos vsled svoje naravne samocistilne sposobnosti, katere vecji del predstavlja predvsem mešanje zracnih tokov razlicne kontaminacije. Pri tem pa je potrebno poudariti, da je naravna samocistilna sposobnost ozracja dosti manjša od samocistilne sposobnosti naravnih vodnih sistemov, poleg tega lokalni izvor onesnaženja hitro preide v razmere širšega onesnaženja. Velik problem lokalnega onesnaženja ozracja predstavljajo danes velika industrijska središca in velemesta, ki v primeru relativno mirujocih zracnih plasti (kotline) skoraj popolnoma ohromijo samocistilno sposobnost ozracja. Cistost ozracja je poleg ciste vode eden najpomembnejših dejavnikov, ki zagotavlja obstoj in normalen razvoj živih bitij na Zemlji. V primerjavi s problematiko onesnaženja voda je potrebno problem onesnaženje zraka postaviti na prvo mesto, saj ima mnogo bolj neposreden vpliv na žive organizme kot voda. Zraka ne moremo deliti na razlicne sisteme, kot to pocnemo pri klasifikaciji vodnih sistemov, ozracje je žal samo eno in takšno kot je ga koristimo za življenje. Zraka za dihanje si ne more mo, podobno kot pitno vodo, pripraviti z uporabo raznih cistilnih postopkov in ga shraniti v rezervoarje, saj bi to pomenilo nepojmljivo omejenost clovekovih aktivnosti in življenjsko ogroženost za vecino živalskih populacij. Zrak je zmes razlicnih plinov od katerih prevladujeta dušik in kisik, v tabeli 2.1 pa je podana nekoliko natancnejša sestava suhega zraka nad zemeljsko površino.

83

Tabela 2.1: Sestava suhega zraka v bližini morske gladine

Plin Volu mski delež [%] Koncentracija v [ppm] Dušik (N2) 78,088 780880 Kisik (O2) 20,946 209460 Argon (Ar) 0,930 9300 Ogljikov dioksid (CO2) 0,032 320 Neon (Ne) 0,0018 18 Helij (He) 0,00052 5,2 Metan (CH4) 0,00015 1,5 Kripton (Kr) 0,00010 1,0 Vodik (H2) 0,00005 0,5 Dušikov suboksid (N2O) 0,00002 0,2 Ogljikov monoksid (CO) 0,00001 0,1 Ksenon (Xe) 0,000008 0,08 Ozon (O3) 0,000002 0,02 Amoniak (NH3) 0,0000006 0,006 Dušikov dioksid (NO2) 0,0000001 0,001 Dušikov monoksid (NO) 0,00000006 0,0006 Žveplov dioksid (SO2) 0,00000002 0,0002 Žveplov sulfid (H2S) 0,00000002 0,0002

Onesnaženje zraka, kot posledica clovekovih dejavnosti, pa žal nima samo neposrednega vpliva na živa bitja ampak tudi na sestavo in strukturo celotne zemeljske atmosfere, predvsem v nižjih plasteh. To lahko ima daljnosežne posledice, del katerih že cutimo danes predvsem v obliki hitrih meteoroloških sprememb in ozonskih lukenj. Za boljše razumevanje tovrstnih problemov je smiselno poznati sestavo in strukturo zemeljske atmosfere, ki predstavlja plinasti ovoj okoli Zemlje, katerega debelina se na posameznih mestih razlikuje. Okoli 75% masnega deleža zemeljske atmosfere je koncentrirano v tankem sloju 11 km, merjenem od gladine morja, ki se imenuje troposfera, katere onesnaževanje je najbolj problematicno. V troposferi se odvijajo vsi vremenski pojavi, zracni tokovi omogocajo stalno mešanje plinastih sestavin tako, da je razmerje dušika, kisika in ostalih plinov prakticno nespremenljivo ne glede na mesto odvzema vzorca. V troposferi se nahajajo tudi najvecje kolicine vodne pare in delcev v trdem ali tekocem agregatnem stanju. Vsebnost vodne pare v atmosferi je odvisna od vodnih izvorov in temperature. Glavni izvor atmosferske vode so oceani, jezera, reke, gozdovi, mocvirja in zasnežene površine. Vsebnost vode se po posameznih obmocjih razlikuje, v podrocjih z zmernim podnebjem znaša okoli 1 do 3%, v tropskih krajih pa do 5% medtem ko je v polarnih predelih zelo nizka in znaša okoli 0,01% volumskega procenta. V troposferi z oddaljevanjem od zemeljske površina padata tako tlak kot temperatura, kar je razvidno iz diagrama na sliki 2.1, ki prikazuje spremembo temperature skozi posamezne atmosferske plasti.

84

-100 -80 -60 -40 -20 0 20

102030

4050

6070

80

90100

200

400

600

800

-200 200 400 600 800 1000 12000

Temperatura [C]o

Temperatura [C]o

Raz

dalja

od

zem

eljs

ske

povr

šine

[km

]

Troposfera

Stratosfera

Mezosfera

Ionosfera

Egzosfera

Slika 2.1: Temperaturni profil atmosfere

Naslednja plast nad 11 km se imenuje stratosfera, v kateri zacne temperatura z višino ponovno narašcati, medtem ko tlak še naprej pada. V spodnjem sloju stratosfere vozijo nekatera reakcijska letala pri cemer povzrocajo precejšnjo mero onesnaženja, saj je gibanje zracnih mas na tej višini prakticno že zanemarljivo. Na tej višini je nebo modre barve z odtenki vijolicaste.

temperatura [°C]

temperatura [°C]

85

Z nadaljnjim oddaljevanjem od Zemlje postaja nebo vse temnejše in kasneje popolnoma crno. Modra barva neba je posledica sipanja soncne svetlobe na molekulah zracnih sestavin. Obstajajo tudi metode s pomocjo katerih lahko na osnovi barve atmosfere približno ocenimo stopnjo njenega onesnaženja. Na koncu stratosfere se nahaja plast ozona, ki šciti Zemljo pred UV žarki. Ce bi se ozonska plast nahajala tik nad zemeljsko površino bi njena debelina merila komaj 2,5 mm. Naslednja plast se imenuje mezosfera, na zacetku katere temperatura še nekoliko raste, predvsem kot posledica eksotermnih kemijskih reakcij zracnih sestavin in fotokemijskih reakcij, potem pa pricne temperatura zopet padati, vendar z nekoliko manjšim gradientom kot v troposferi. Nad mezosfero se nahaja ionosfera v kateri zacne temperatura mocno narašcati in lahko doseže vrednosti nad tisoc stopinj Celzija, pri cemer je potrebno poudariti, da je senzibilna (cutna) toplota relativno nizka saj je gostota molekul zraka v enoti volumna približno 1012 krat manjša kot v isti prostornini pri gladini morja. Prostor nad ionosfero se imenuje egzosfera v kateri temperatura še naprej raste, vendar z dosti nižjim gradientom, gostota pa pada. Ionosfero in egzosfero nekateri (zaradi njunih podobnih lastnosti) poimenujejo tudi kar s skupnim imenom termosfera. Voda se v sistemu Zemlja - atmosfera nahaja v vseh treh oblikah agregatnega stanja, pri cemer se neprestano vršijo transformacije iz enega stanja v drugega. Poleg osnovnih plinov se v atmosferi nahajajo še drugi plini in delci iz najrazlicnejših izvorov onesnaženja, ki imajo pomemben vpliv na temperaturno polje in prenos energije v atmosferi in posledicno tudi na spremembo klimatskih pogojev.

2.2 Izvori onesnaženja zraka in vrste onesnaževalcev Izvor onesnaženja zraka predstavlja proces ali objekt, ki zaradi zunanjih ali notranjih vplivov oddaja necistoce v atmosfero. Sistemizacijo izvorov onesnaženja (onesnaževalcev) lahko izvedemo na osnovi razlicnih kriterijev, pri cemer lahko upoštevamo vec faktorjev hkrati. Glede na vrsto izvora onesnaževanja zraka locimo: • naravne izvore onesnaženja, ki obsegajo:

∗ prah, ki ga nosi veter, ∗ delci morske soli, ∗ dim in leteci pepel kot posledica gozdnih požarov, ∗ mocvirski plini, ∗ mikroorganizmi (bakterije in virusi), ∗ plini in pepel vulkanskega izvora, ∗ naravna radioaktivnost, ∗ meteorski prah, ∗ naravni procesi hlapenja,

• umetne izvore onesnaženja, ki so posledica posrednega ali neposrednega clovekovega vpliva na okolje:

∗ termo in nuklearne elektrarne, toplarne, rafinerije, mikro kurišca,

86

∗ razni industrijski, metalurški in kemijski procesi, postopki obdelave kmetijskih površin (prašenje, škropljenje ...) in proizvodnje hrane,

∗ prometna sredstva vseh vrst (zgorevanje pogonskih goriv), ∗ sežiganje odpadkov v peceh ali na prostem, ∗ vse ostale aktivnosti (npr. procesi kemijskega cišcenja, barvanja, rušenje zgradb itd.).

Glede na razporeditev izvorov onesnaženja z ozirom na kolicino koncentrirane emisije necistoc jih lahko delimo na: • tockaste izvore, ki predstavljajo izolirane izvore onesnaženja, ki so medsebojno dovolj

oddaljeni, da s kolicino emitiranih necistoc ne vplivajo drug na drugega. V to skupino onesnaževalcev obicajno uvršcamo termoelektrarne, rafinerije in toplarne kolikor se okoli ne nahaja noben drug izvor onesnaženja,

• linijsko razporejene izvore, ki v glavnem predstavljajo velike avtoceste, • površinske izvore, ki predstavljajo veliko število manjših izvorov onesnaženja, ki

obremenjujejo isti volumen zracnega prostora. V to skupino spadajo npr. velika mesta, industrijski centri itd.

Izvore onesnaženja pa lahko delimo tudi glede na agregatno stanje necistoc, ki jih emitirajo v ozracje in sicer na izvore, ki obremenjujejo ozracje z: • delci, • plini, • delci in plini. Glede na cas trajanja oddajanja necistoc pa razlikujemo: • izvore trajnega onesnaženja, • izvori periodicnega onesnaženja. Glede na nacin nastanka locimo tudi: • primarno onesnaženje (neposredno emitirane necistoce v ozracje), • sekundarno onesnaženje (posredno nastale necistoce v zraku kot posledica prisotnosti

snovi primarnega onesnaženja).

2.3 Izražanje koncentracij necistoc v zraku, emisija in imisija Koncentracijo necistoc v zraku lahko podamo na vec nacinov, kar je odvisno predvsem od agregatnega stanja necistoc. Koncentracijo delcev, trdih in kapljevitih, izražamo z razmerjem mase delcev na enoto volumna:

−−

33,m

mg

m

gVmd µ

volumna enoti v delcev masa

. (en. 2.1)

87

Za izražanje koncentracij nekoliko vecjih trdih delcev uporabljamo tudi razmerje števila delcev na enoto prostornine [št. delcev/m3]. Koncentracijo plinastih necistoc pa podajamo z masnimi ali volumskimi deleži, ki so v primeru idealnih plinov enaki kar molskim deležem:

.3

3

=

==

==

zr

ii

zr

i

zr

ii

zr

ii

kmolkmol

m

mVV

kgkg

mm

ψω

ξ

zrakavolumen plinavolumen

zraka masaplina masa

(en. 2.2)

Poleg tega pa lahko koncentracije podajamo tudi v ppm-ih in ppb-ih. V splošnem pomeni beseda emisija oddajanje. V problematiki onesnaževanja zraka razlikujemo splošno in posebno emisijo. Splošna zajema oddajanje necistoc vseh izvorov onesnaženja na Zemlji v atmosfero. Posebna emisija pa obsega oddajanje necistoc enega ali vec izvorov le na dolocenem podrocju. Imisija ima nasprotni pomen kot emisija in pomeni sprejemanje. Tudi v tem primeru locimo splošno in posebno imisijo. Splošna imisija pomeni sprejemanje necistoc vseh izvorov in analogno posebna imisija sprejemanje samo enega ali vec izvorov dolocenega zemeljskega podrocja. Z drugimi besedami povedano s pomocjo imisije lahko ocenjujemo lokalno ali globalno trenutno obremenjenost ozracja, medtem ko je podatek o emisiji pomemben s stališca kontrole izvora, ki oddaja necistoce v atmosfero. Imisija je torej merilo kvalitete zraka v nekem podrocju, kar moramo upoštevati predvsem pri nacrtovanju in izgradnji novih energetskih in proizvodnih objektov. Za posamezna podrocja na Zemlji obstajajo posebni katastri imisije, ki jih je potrebno nenehno dopolnjevati in so nam v veliko pomoc pri analizi trenutnega stanja zraka na podrocju, ki nas zanima. Pravilen pristop k reševanju problema onesnaženja zraka je torej v zmanjševanju emisije na minimum. To pa je možno le z ustrezno izbiro surovin, goriv, energetskih in tehnoloških procesov oziroma z izboljšanjem obstojecih. S stališca številcnega ovrednotenja emisije so v rabi t.i. faktorji emisije, ki podajajo razmerje med kolicino nastale necistoce in kolicino snovi, ki je izpostavljena procesu energetske ali snovske transformacije:

= ..,,

3itd

kgg

mkg

kgkgEI µ

snovi irane transformkolicinanecistoce nastale kolicina

(en. 2.3)

Pogosto se uporablja tudi faktor emisije izražen z razmerjem kolicine nastale necistoce na enoto casa. Emisijski faktorji atmosferskih necistoc so za dolocene pogoje že izracunani za vecino energetskih in tehnoloških procesov, ki so nam lahko v pomo c pri hitri oceni skupnega onesnaženja danega izvora.

88

2.4 Delitev necistoc (polutantov) atmosferskega onesnaženja Vse atmosferske necistoce (polutante) lahko razdelimo glede na izvor, kemijsko sestavo in agregatno stanje. Glede na izvor nastanka posameznih polutantov jih obicajno delimo na primarne in sekundarne. Med primarne polutante prištevamo vse necistoce, ki so neposredno emitirane v ozracje, sekundarni polutanti pa se formirajo v ozracju samem, kot posledica hidrolize, oksidacije in raznih fotokemicnih reakcij. Ne glede na to ali so polutanti primarnega ali sekundarnega izvora jih z ozirom na kemijsko sestavo delimo na organske in anorganske. Organske sestavine vsebujejo ogljik, vodik, poleg tega pa še dušik, fosfor in žveplo. Organske sestavine katerih molekule so pretežno sestavljene iz atomov ogljika in vodika imenujemo kar ogljikovodiki (npr. vecina fosilnih goriv). Aldehidi in ketoni vsebujejo poleg ogljika in vodika še kisik. Ostale organske spojine, ki jih prištevamo med onesnaževalce zraka so še alkoholi, razne kisline, estri in organske spojine žvepla. Med anorganske polutante pa prištevamo ogljikov dioksid (CO2), ogljikov monoksid (CO), karbonate, žveplove okside (SO2, SO3) , dušikove okside (NO, NO2), ozon (O3), vodikov fluorid in vodikov klorid. Tabela 2.2: Razdelitev snovi atmosferskega onesnaženja

osnovna razdelitev podrobnejša delitev tipicni predstavniki

delci trdi

prah, dim, leteci pepel, delci v izpušnih plinih

kapljeviti megla, pršila

ogljikovodiki heksan, benzen, etilen, metan, butan, butin

organski aldehidi in ketoni formaldehid, aceton ostali organski plini kloridni ogljikovodiki,

alkoholi plini

ogljikovi oksidi ogljikov monoksid, ogljikov dioksid

anorganski

oksidi žvepla žveplov dioksid, žveplov trioksid

dušikovi oksidi dušikov dioksid, dušikov monoksid

ostali anorganski plini vodikov sulfid, vodikov fluorid, amoniak

Glede na agregatno stanje delimo posamezne necistoce na delce, ki so lahko trdni ali kapljeviti in na pline. Polutante v obliki delcev, trdnih ali kapljevitih, predstavljajo prah, saje, leteci

89

pepel, megla in razna pršila. Vecji delci ne predstavljajo vecjih težav, saj pod ugodnimi pogoji hitro sedimentirajo iz zraka. Dejansko najvec težav povzrocajo polutanti v plinasti fazi, katerih ni moc tako enostavno izlociti iz zraka, njihova splošna imisija pa žal nezadržno raste. V preglednici 2.2 je podana osnovna razdelitev polutantov in njihovi najpogostejši predstavniki.

2.4.1 Delci Delci v atmosferi so definirani kot trdni ali kapljeviti skupki katerih povprecni premer je vecji od premera ene molekule (okoli 0,002 µm) in manjši od okoli 500 µm. V atmosferi povzrocajo delci odboj, lom, uklon in absorpcijo elektromagnetnega valovanja bodisi s Sonca ali z Zemlje in ta nacin vplivajo na termicno ravnotežje Zemlje. Poleg tega lahko delci vplivajo tudi na odbojnost oblakov kakor tudi na njihovo nastajanje. V splošnem primeru lahko delce v atmosferi razvrstimo glede na izvor in vrsto nastanka: 1. delci naravnega izvora:

∗ prah, ki ga raznaša veter (npr. pušcavski viharji); premer delcev je vecji od okoli 6 µm, ∗ delci nastali zaradi fotokemijskih reakcij med ozonom in ogljikovodiki umetnega

izvora; premer delcev je manjši od 4 µm, ∗ delci nastali pri fotokemijskih reakcijah med plini kot so SO2, H2S, NH3 in O2 ali O, ∗ delci nastali v primerih vulkanskih aktivnosti, ∗ delci morske soli, vecji od 0,6 µm.

2. delci umetnega izvora:

∗ delci nastali pri razlicnih procesih zgorevanja (saje, leteci pepel,...), ∗ delci razlicnih industrijskih procesov (npr. proizvodnja cementa), ∗ delci nastali pri fotokemijskih reakcijah med nezgorelimi ali delno zgorelimi fosilnimi

gorivi in dušikovimi oksidi; tako nastali delci so manjši od 0,4 µm. Gibanje delcev v zraku je izpostavljeno številnim vplivom, kar je tudi eden od osnovnih razlogov, da še vedno ni dovolj dobro prouceno. Znano pa je, da velike kolicine delcev pridejo v višje sloje troposfere in celo v stratosfero. Izlocanje delcev vecjih dimenzij iz atmosfere poteka preko gravitacijskega usedanja, pri cemer je prisotna tudi naravna koagulacija. Iz nižjih slojev troposfere se delci izlocajo s pomocjo padavin. Cas zadrževanja v teh plasteh troposfere je tako prvenstveno odvisen od atmosferskih padavin. Raziskave so pokazale, da je cas zadrževanja delcev v nižjih slojih od 6 do 12 dni in 2 do 4 tedne v višjih slojih troposfere. Cas zadrževanja v nižjih slojih stratosfere je okoli 6 do 12 mesecev in v višjih slojih okoli 3 do 5 let, medtem ko je cas zadrževanja delcev v mezosferi tudi do 10 let. Iz teh podatkov lahko zakljucimo, da je onesnaževanje stratosfere z delci, predvsem zaradi njihovega daljšega zadrževanja, bolj problematicno od onesnaževanja troposfere. Poleg tega so v stratosferi veliko intenzivnejši razlicni fotokemicni procesi v katerih lahko sodelujejo tudi delci. Prisotnost delcev v atmosferi vpliva tudi na klimatske spremembe. Tako lahko troposferski delci vplivajo na:

90

• odbojnost sistema Zemlja – atmosfera, • soncno sevanje, ki doseže površino Zemlje, • infrardece sevanje Zemlje, • nastajanje oblakov. Nesporno je, da kolicina delcev v atmosferi nenehno narašca. Posebno problematicni so delci premerov od 0,1 do 5 µm, katerih najpomembnejša lastnost je opticen vpliv na spremembe svetlobnega elektromagnetnega valovanja v podrocju valovnih dolžin od 0,3 do 30 µm, tako v smeri Sonce - Zemlja kot v nasprotni smeri. Delci predstavljajo doloceno oviro omenjenemu valovanju predvsem zaradi refleksije, in absorpcije. Absorpcije v veliki vecini tovrstnih primerov do sedaj nismo upoštevali, ker je bila po splošnem prepricanju strokovnjakov v primerjavi z refleksijo zanemarljiva. Novejše raziskave pa so pokazale, da na primer aerosoli umetnih izvorov, ki vsebujejo ogljik, železove okside in še nekatere druge substance, absorbirajo valovanje v isti kolicini kot ga odbijajo. Poleg navedenega delci v atmosferi predstavljajo fizicna jedra za kondenzacijo vodne pare, na kar imajo najvecji vpliv delci velikosti od 0,1 do 1 µm. Pri kondenzaciji vodne pare na delcih se formirajo t.i. topli oblaki, ki nastajajo tudi v vecini ostalih primerov. V zvezi z delci v atmosferi je potrebno nakazati tudi možnosti nastanka trdnih ali kapljevitih delcev vsled interakcije razlicnih plinov: • žveplov dioksid in vodikov sulfid pri oksidaciji in združevanju z vodo tvorita kapljevite

delce žveplene kisline H2SO4 in sulfate (soli žveplene kisline), • rezultat atmosferskih reakcij dušikovega oksida NO ali amoniaka NH3 nastajajo delci

nitrata, nitrita in spojin na osnovi amoniaka, • ogljikovodiki reagirajo z ozonom ali v prisotnosti soncne svetlobe s kisikom ali

dušikovimi oksidi (N2O in NO2) pri cemer prav tako nastajajo delci, • ozon sodeluje v fotokemjiskih reakcijah z oksidi dušika in ogljikovodiki pri cemer

nastajajo delci. Ozon lahko smatramo kot indikator fotokemijskih aktivnosti atmosferskih necistoc.

Poudariti je potrebno, da so sulfatni in nitratni delci glavne sestavine atmosferskih aerosolov, ki so nastali posredno kot posledica clovekovih aktivnosti.

2.4.2 Ogljikov dioksid v atmosferi Dolgo casa ogljikov dioksid ni veljal za toksicno sestavino atmosferskih polutantov, saj je tipicni predstavnik popolne naravne in umetne oksidacije. Mnoge sodobne raziskave pa so pokazale, da je dolgorocno gledano prav CO2 eden najnevarnejših polutantov, ki ima velik vpliv predvsem na okolje in s tem posredno tudi na cloveka in vsa ostala živa bitja na Zemlji. V zvezi z analizo onesnaženja atmosfere s CO2 so aktualni predvsem naslednji trije problemi: • velika emisija CO2, kar ima za posledico nezadržno narašcanje splošne imisije v atmosferi,

91

• nepopolno poznavanje toka transformacij CO2 v sistemu atmosfera, oceani in biosfera, ki predstavljajo tako imenovane rezervoarje ogljikovega dioksida,

• vpliv CO2 na toplotno ravnotežje Zemlje, ki je zelo kompleksno in katerega spremembe mocno vplivajo na spremembe klime in s tem posredno na celotno življenjsko združbo na našem planetu.

Najvecji izvor atmosferskega CO2 predstavljajo procesi zgorevanja organskih (fosilnih) goriv. Glede na to, da predstavljajo procesi zgorevanja še vedno osnovni nacin transformacije notranje kemicne energije goriva preko toplotne v mehansko in elektricno, so možnosti za zmanjšanje globalne koncentracije CO2 v zraku zaenkrat še vedno majhne. Tudi v bodoce ne kaže dobro, kajti za pricakovati je vse vecji porast števila osebnih in gospodarskih transportnih sredstev na motorni pogon, ki predstavljajo enega najpomembnejših izvorov CO2, na tistih podrocjih Zemlje, kjer je bil do sedaj promet zelo redek (Azija, Afrika,...), kar bo imelo za posledico dodatno povecanje skupne koncentracije CO2 v zraku. V preteklosti je vladalo dokaj uravnoteženo ravnovesje med produkcijo CO2 in njegovo porabo pretežno v biokemicnih procesih fotosinteze. Stalno povecevanje koncentracije CO2 pa je danes že popolnoma porušilo to ravnotežje, kar ima za posledico nenehen porast njegove koncentracije v atmosferi. Nekaj atmosferskega CO2 se raztaplja tudi v oceanih in morjih, kar ima za posledico povecanje koncentracij raztopljenega CO2 v naravnih vodnih sistemih. Povecane koncentracije CO2 pa lahko povzrocajo razne kemijske spremembe v morski vodi in v njej vsebovani biomasi, vendar so ti pojavi danes še premalo raziskani, da bi lahko podali kakršne koli napovedi v primeru nenehnega povecevanja koncentracije CO2 v atmosferi. Na sliki 2.2 je prikazan ciklus ogljik – ogljikov dioksid, pri cemer so nakazani najpomembnejši izvori in porabniki CO2. Posebnega pomena pa je vpliv CO2 na temperaturo atmosfere in Zemlje. CO2 absorbira soncno svetlobo le v manjših kolicinah, veliko vecja pa je absorpcija toplotnega sevanja Zemlje, ki ga CO2 kasneje emitira nazaj na Zemljo. Ce ta pojav nekoliko posplošimo lahko razložimo takole: elektromagnetno valovanje soncne svetlobe brez vecjih težav prodre skozi atmosfero, pri cemer molekule CO2 ne predstavljajo posebne ovire, kar pomeni, da povecana koncentracija CO2 v atmosferi ne zmanjšuje emisije toplotnega toka soncne svetlobe na Zemljo. Zaradi naravne nagnjenosti k ravnotežju tudi Zemlja emitira toplotno sevanje, katerega valovne dolžine pa ležijo v podrocju infrardecega spektra. Za valovanja vecjih valovnih dolžin pa predstavlja CO2 precejšno oviro, tako ima povecana koncentracija CO2 za posledico zadrževanje zemeljskega toplotnega toka, kar vpliva na: • zvišanje temperature zemeljske površine in troposfere pri cemer se ruši ravnotežje

troposfera – Zemlja, • znižanje temperature stratosfere, pri cemer je potrebno poudariti, da je stratosfera znatno

bolj obcutljiva na temperaturne spremembe od troposfere. Opisano problematiko posledic povišane koncentracije CO2 v atmosferi imenujemo tudi “ucinek tople grede” (“green – house effect”).

92

Slika 2.2: Kroženje ogljikovega dioksida v atmosferi Glede na to, da je približno 90 % imisije CO2 v atmosferi posledica procesov zgorevanja lahko kolicino emitiranega CO2 danega izvora dolocimo glede na vsebnost ogljika v organskih gorivih, kar bomo malo bolj podrobno obdelali na koncu tega poglavja. Rešitve v smeri zmanjšanja globalne koncentracije CO2 v atmosferi pa se kažejo predvsem v nenehnem zmanjševanju porabe goriv vseh procesov zgorevanja, nadalje v preusmeritvi na goriva z nižjo vsebnostjo ogljika in koncno v postopnem zmanjševanju uporabe organskih goriv fosilnega izvora na minimum, ki je odvisen predvsem od stopnje družbenega razvoja posameznih predelov Zemlje.

2.4.3 Ogljikov monoksid Izvori onesnaženja atmosfere s CO so znani že vrsto let in tudi kolicino splošne emisije v ozracje lahko relativno natancno dolocimo. Zdalec najvecji izvor CO v atmosferi predstavljajo procesi zgorevanja v bencinskih motorjih, oziroma transportnih sredstev na motorni pogon, katerih skupna emisija znaša preko 70% celotne emisije vseh umetnih izvorov (slika 2.3). Ostali pomembni izvori so še procesi zgorevanja premoga, lesa in organskih odpadkov, kar pomeni, da je globalna imisija CO v atmosfero v najvecji meri (preko 90%) izkljucno posledica procesov zgorevanja. Diagram na sliki 2.3 prikazuje približni delež skupne emisije najpomembnejših izvorov CO-ja.

CO2 v atmosferi

dihanje fotosinteza zgorevanje kondenzacija mešanje z vodnimi površinami

naravno zgorevanje

raztopljeni CO2

živa bitja rastline, Zemlja

rastline (ogljikovi hidrati)

fosilna goriva

vulkani, požari

93

Slika 2.3: Deleži emisije CO glede na vrsto izvora

Obstajajo tudi naravni izvori CO, katerim do sedaj nismo posvecali posebne pozornosti, ceprav po zadnjih raziskavah prispevajo pomemben delež CO v atmosferi. Od naravnih izvorov CO so najpomembnejši gozdni požari, foto reakcije, vulkanski plini in oceani (predpostavlja se, da je izvor CO iz oceanov posledica najrazlicnejših biokemijskih procesov). Glede na to, da so procesi zgorevanja vseh vrst najvecji “proizvajalec” CO, je smiselno podati najpomembnejše vzroke njegovega nastanka pri zgorevanju ogljikovodikovih goriv: • pomanjkanje kisika - zgorevanje bogatih zmesi, • nezadostno mešanje goriva in oksidanta v coni reakcije, • pomanjkanje reakcijskega casa za formiranje produktov popolne oksidacije, • pojav disociacijskih reakcij pri višjih temperaturah zgorevanja. Kineticni mehanizem zgorevanja ogljikovodikovih goriv do nastanka koncnih produktov popolne oksidacije (CO2 in H2O) delimo na dva dela. V prvi fazi se vrši oksidacija vmesnih produktov preko niza verižnih kemijskih reakcij do nastanka CO, druga faza pa predstavlja zgorevanje CO v CO2. V primeru pomanjkanja kisika se druga faza zgorevanje ne zakljuci do konca, kar ima za posledico prisotnost vecjih ali manjših kolicin CO-ja v produktih zgorevanja. Pri visokih temperaturah zgorevanja se pojavljajo endotermne kemijske reakcije, pri cemer se formirajo iz že nastalih koncnih produktov zgorevanja produkti nepopolne oksidacije. Med disociacijskimi reakcijami nastanka CO je najpomembnejša naslednja reakcija

22 21

OCOCO +↔ , (en. 2.4)

katere popolna reverzibilnost pride do izraza pri temperaturah nad 2000 K. Splošna imisija CO ne narašca skladno z nenehnim povecevanjem emisije posameznih izvorov, kar pomeni, da je naravno izlocanje CO iz atmosfere dokaj ucinkovito. Natancni mehanizmi izlocanja CO iz atmosfere še danes niso popolnoma znani, predpostavlja se, da izlocanje CO iz

transport 76 %

ostalo 11%

industrija 8%

predelava organskih odpadkov 4%

stacionarni izvori 1%

94

atmosfere poteka preko raznih plinskih reakcij, absorpcijskih in bioloških procesov. Reakcija oksidacije CO z molekularnim kisikom se ne odvija pri atmosferskih temperaturah troposfere, zato ni sestavni del naravnega mehanizma izlocanja CO-ja iz atmosfere. Obstajajo pa domneve o nekaterih zelo hitrih reakcijah med CO in vmesnimi produkti fotokemijskih reakcij smoga. Eden takšnih vmesnih produktov je tudi hidroksil (OH), ki lahko nastaja s fotolizo aldehida pri cemer nastaja vodikov peroksil (HO2), ta pa kasneje preide v hidroksil. Hidroksil zelo hitro reagira z CO -jem po reakciji HCOCOOH +→+ 2 (en. 2.5) pri cemer nastaja CO2 in prosti vodikov atom, ki nadalje reagira s kisikom v vodikov peroksil ta pa oksidira CO v CO2 22 COOHCOHO +→+ (en. 2.6) pri cemer ponovno nastaja hidroksil itd... Dognano je, da bi srednja koncentracija hidroksila v atmosferi (okoli 10 ppm) zadostovala za popolno transformacijo celotne imisije CO v CO2. Toda v zraku se nahaja tudi metan in sicer v znatno vecjih kolicinah (okoli 1,5 ppm) kot CO (okoli 0,1 ppm), kar pomeni, da ima tudi vec možnosti za sodelovanje v reakcijah s hidroksilom, zato ni znano ali omenjene reakcije oksidacije CO predstavljajo osnovni mehanizem njegovega izlocanja iz atmo sfere. Nekatere raziskave so pokazale, da poteka pomemben nacin izlocanja CO iz atmosfere na osnovi bioloških procesov pri cemer je udeležena biosfera na Zemlji. Opisali smo nekaj možnih nacinov izlocanja CO iz atmosfere, vendar danes še ni znano kateri mehanizem je prevladujoc, vemo le to, da so naravni procesi transformacije CO v troposferi zelo ucinkoviti, saj je cas njegovega zadrževanja v atmosferi relativno kratek (okoli dva meseca in pol), kar ima za posledico nizko splošno imisijo kljub veliki emis iji, kar je s stališca živih bitij na Zemlji zelo ugodno. CO je namrec zelo toksicna spojina, ki ima v primeru njegovega vdihavanja, veliko afiniteto do vezave s hemoglobinom pri cemer nastaja karboksihemoglobin, ki zmanjšuje sposobnost prenosa kisika v krvi in že v zelo majhnih koncentracijah lahko povzroci srcne motnje in smrt.

2.4.4 Žveplove spojine v atmosferi Žveplo je v obliki razlicnih spojin že dolgo znano kot pomemben polutant pri onesnaževanju atmosfere. Žveplove spojine prisotne v atmosferi so posledica naravnih in umetnih izvorov. Edini omembe vredni naravni izvor žveplovih spojin predstavljajo vulkanske aktivnosti. Žveplove spojine umetnega izvora pa so pretežno posledica zgorevanja fosilnih goriv, ki vsebujejo žveplo in se pojavljajo v obliki oksidov SO2 in SO3. Kolicina emitiranega SO2 je odvisna od kolicine vezanega žvepla v molekulah goriva. V najvecjih kolicinah nastaja SO2 pri zgorevanju premogov (okoli 70 %), pri zgorevanju naftnih derivatov (okoli 16%), pri procesih rafiniranja nafte in pri taljenju nekaterih rud (baker, cink in svinec). Kemicni mehanizem nastanka SO2 pri procesih zgorevanja še ni popolnoma pojasnjen, vendar je za inženirsko prakso dovolj predpostaviti, da žveplo v gorivu oksidira 100% v SO2, kar je možno nacelno ponazoriti z naslednjo kemijsko reakcijo: 22 SOOS →+ . (en. 2.7)

95

SO2 pocasi prehaja v SO3, pri cemer je ena od možnih reakcij nastanka

322 21

SOOSO ↔+ , (en. 2.8)

kar je odvisno od trenutnih okoliških pogojev. Manjša kolicina SO3 lahko nastaja tudi v primarni coni zgorevanja ob prisotnosti prostih radikalov, pri cemer je dominantna reakcija: MSOMOSO +↔++ 32

& . (en. 2.9) Nekatere raziskave kažejo celo na možnost nastanka SO3 ob prisotnosti dušikovih oksidov: (en. 2.10) Zgornja veja reakcije (2.10) je aktualna v primeru nizkih koncentracij NO, spodnja pa v primeru visokih NO koncentracij. Nastali SO3 lahko ponovno razpade, do vzpostavitve ravnotežne koncentracije pri obstojeci temperaturi. Hitrost reakcij nastanka in razpada SO3 se potem ne spreminja vec in od dolocene temperature naprej ostaneta koncentraciji SO2 in SO3 konstantni, kar predstavlja tudi njuno koncno posebno emisijo. SO2 je izredno dobro topen v vodi in je že v malih koncentracijah zelo reaktiven bodisi fotokemicno ali kataliticno. Vodna raztopina žveplovega dioksida je znana kot žveplena kislina (H2SO3 in H2SO4). Proucevanje atmosferskih reakcij kaže na veliko kompleksnost oksidacijskih procesov SO2 v prisotnosti vodnih kapljic in aerosolov, pri cemer prihaja do izlocanja SO2 iz atmosfere, nastajajo pa druge žveplove spojine (kisline in soli – SO4), ki so prav tako zelo škodljive za vsa živa bitja. Vsekakor obstaja vec nacinov oksidacije SO2, vendar še ni popolnoma jasno kateri je prevladujoc. Dodatni nacin izlocanja SO2 iz atmosfere predstavljajo reakcije z vegetacijo. Rastline absorbirajo SO2 neposredno iz ozracja pri cemer prihaja do njihovega kemijskega unicenja. Pri tem je potrebno poudariti, da rastline za svojo rast potrebujejo žveplo, ki ga dobijo iz zemlje, le v primeru pomanjkanja le-tega ga deloma lahko nadomestijo z absorpcijo SO2 iz atmosfere, seveda v kolikor so koncentracije zelo nizke, v nasprotnem primeru pa pride do že omenjenega unicenja. Naslednja spojina žvepla, ki se prav tako pojavlja kot polutant je vodikov sulfid (H2S), ki nastaja pri procesih biološkega razpada - gnitja organskih snovi v mocvirjih, zemlji in oceanih. V manjših kolicinah nastaja tudi pri nekaterih industrijskih procesih (papirna industrija, rafiniranje olj). Seveda lahko kolicino naravne emisije H2S le približno ocenimo, kajti niti približno ne moremo oceniti kolikšne kolicine organskih substanc so izpostavljene razpadu. Naravno izlocanje vodikovega sulfida iz atmosfere poteka preko njegove oksidacije pri cemer nastaja sulfatna sol SO4. Sulfatna sol je aerosol v obliki trdih delcev zelo majhnih dimenzij in v primeru narašcanja njihove koncentracije v atmosferi lahko, dolgorocno gledano, vplivajo celo na spremembo klime. Onesnaženje atmosfere z žveplom oziroma z njegovimi spojinami je zelo resno, pri cemer moramo najvecjo pozornost posvecati žveplovemu d ioksidu in njegovi transformaciji v žvepleno kislino, ki se odvija zelo hitro, tako da je povprecni cas zadrževanja SO2 v atmosferi

32 NOONO →+ 232 NOSOSO +→+

22NONO→+

96

od 2 do 3 dni. Najvecja kolicina SO2 v atmosferi preide v SO4, kot posledica številnih fotokemijskih reakcij, nekaj pa ga neposredno absorbirajo rastline. Vse to kaže predvsem na veliko problematiko lokalnega onesnaženja v neposredni bližini izvora. Ucinkovito zmanjšanje žveplovih spojin v atmosferi, ki so posledica procesov zgorevanja je možno le s postopnim zmanjševanjem vsebnosti žvepla v gorivih. Danes že obstajajo številni predpisi in odredbe, ki dolocajo najvecje dovoljene kolicine vezanega žvepla v gorivih, vendar je njegovo izlocanje tesno povezano s strukturo in zgradbo molekul samega goriva, kjer pa to ni možno obstajajo tudi alternativne rešitve, ki se kažejo predvsem v naknadni obdelavi dimnih plinov.

2.4.5 Dušikove spojine v atmosferi Proces kroženja dušikovih spojin v naravi je zelo kompleksen in še vedno ni dovolj raziskan. Atmosferska vsebnost dušika je skoraj 80%, prav tako pa je dušik tudi sestavni del vseh rastlin in živali. Pod dolocenimi pogoji (npr. visoke temperature, razne biološke reakcije) nastajajo dušikovi oksidi NOx. Od sedmih poznanih dušikovih oksidov so v atmosferi pomembni predvsem N2O, NO, in NO2 (vsi v plinastem stanju pri normalnih pogojih). Poleg omenjenih je pomemben še amoniak NH3, ki je prav tako v plinastem stanju. V atmosferi so še prisotne dušikove spojine v obliki aerosolov in sicer dušikova kislina HNO3, nitriti NO2

-, nitrati NO3- in

amonij NH4+. V atmosferi se od vseh naštetih dušikovih spojin v najvecjih kolicinah nahaja

N2O, njegova srednja vrednost koncentracije znaša okoli 0,25 ppm, glavni izvori pa so biološki procesi bakteriološke razgradnje ostalih dušikovih spojin. N2O lahko nastaja tudi kot posledica fotokemicnih reakcij v stratosferi in mezosferi. Od navedenih dušikovih spojin sta pomembna polutanta umetnih izvorov samo NO in NO2, katerih prisotnost v atmosferi je v najvecji meri posledica procesov zgorevanja. Pri zgorevanju najprej nastaja NO takoj zatem pa že del nastalega NO reagira s kisikom pri cemer nastaja NO2. V splošnem lahko NO pri zgorevanju nastaja na tri nacine: Na osnovi reakcij dušika in kisika pri povišanih temperaturah, pri cemer je mehanizem nastanka podan z Zeldovichevim modelom:

.2

2

HNOOHN

ONOONNNOON

+→+

+→++→+

, (en. 2.11)

Tako nastali NO obicajno imenujemo “termicni NO”. Nastanek termicnega NO je moc omejiti z zmanjšanjem temperature zgorevanja (recirkulacija produktov zgorevanja), s skrajšanjem casa nahajanja reaktantov v podrocjih visokih vrednosti lokalnih temperatur in z zmanjšanjem presežka zraka. Na osnovi reakcij ogljikovodikovih radikalov, pri cemer obstaja vec možnosti kineticnih modelov, eden izmed možnih je lahko:

97

.22

2

22

22

2

CNOOCN

CNNCNHCNNCH

+→+

→++→+

(en. 2.12)

Tako nastali zgodnji NO (“promptni”) je znacilen za temperaturno obmocje 1600 do 2100 °C pri zgorevanju bogatih zmesi goriva in zraka. Z oksidacijo dušika vezanega v gorivu (“konverzni” NO). Pri zgorevanju trdih goriv (premogov) prihaja do izhlapevanja gorljivih substanc med katerimi so tudi dušikove spojine: NH3 HCN in C2N2. V odvisnosti od hitrosti zgorevanja, koncne temperature, velikosti delcev goriva in vrste samega goriva se izloca od 20 do 80% v gorivu vsebovanega dušika v obliki hlapljivih spojin. Tako nastali NO imenujemo tudi “gorljivi” NO. Naravno izlocanje NO iz atmosfere je povezano s procesi hitre oksidacije z ozonom v NO2. Vecina NO2 pa se izloca s transformacijo v NO3, ki je aerosol za katere pa je znacilno gravitacijsko usedanje na zemljo. Prisotnost amoniaka NH3 v atmosferi je pretežno posledica procesov biološkega razpada organskih snovi na Zemlji. Emisija NH3 iz umetnih izvorov je znatno nižja od emisije naravnih izvorov, omembe vredni kontinuirani umetni izvori so le specificni procesi zgorevanja kemijske industrije, medtem ko med obcasne izvore lahko uvršcamo uhajanje NH3 iz hladilnih postrojenj, pri cemer je potrebno poudariti, da ga danes zelo uspešno nadomešcamo z drugimi hladilnimi sredstvi. Še vedno pa ni znano ali predstavljajo oceani in morja rezervoarje amoniaka ali njegov naravni izvor. NH3 se izloca iz atmosfere v obliki plinske disperzije (z absorpcijo vegetacije, zemlje ali vode) ali pa sodeluje pri nastanku aerosolov, ki se izlocajo z izpiranjem (padavine) ali s sedimentacijo. Dušikove spojine še posebno pa dušikovi oksidi so toksicne spojine s celo vrsto škodljivih vplivov na žive organizme, predvsem v neposredni okolici vecjih izvorov onesnaževanja. Dušikove spojine sodelujejo tudi pri nastanku delcev zato lahko posredno vplivajo tudi na toplotno ravnotežje Zemlja - atmosfera. Vse to so dejstva, ki se jih moramo krepko zavedati, pri nacrtovanju novih in sanaciji obstojecih procesov in postopkov, kjer lahko pride do emisije dušikovih spojin.

2.4.6 Fotokemijski oksidanti v atmosferi Velika vecina snovi, ki jih v atmosfero spušcajo kurišca, industrija in promet ni inertnih, ampak doživljajo kemicne in fizikalne spremembe Na osnovi fotkemijskih reakcij. Najpomembnejše snovi, ki v spodnjih plasteh atmosfere kemicno reagirajo, so: SO2, NO, NO2, CO, HCl, HF, H2S in NH3 kot anorganske spojine ter mnoge organske spojine. Zadostnih podatkov o reaktivnosti spojin v atmosferi še ni na voljo. Halogeni ogljikovodiki na primer reagirajo zelo pocasi, tako da te reakcije potekajo šele v stratosferski plasti atmosfere, kamor so te snovi prinesli transportni pojavi.

98

Fotokemijske reakcije so kemijske reakcije, ki se aktivirajo ali pospešijo s pomocjo svetlobe. Reakcija temelji na molekularni absorpciji svetlobnega sevanja v obliki energijskega kvanta ali fotona, pri cemer je kvantna energija definirana z: νhE = , (en. 2.13) kjer je h Planckova konstanta (6,62559×10-34 Js), ν pa je frekvenca elektromagnetnega valovanja. Elektron, ki je negativno naelektren delec v atomu predstavlja linearni oscilator oziroma izvor elektromagnetnega valovanja in vsebuje elementarno kolicino negativnega elektricnega naboja, ki znaša e = 1,6021×10-19 C. Planckova konstanta predstavlja moment gibalne kolicine, ki je produkt gibalne kolicine in dolžine, dimenzijsko pa odgovarja produktu energije in casa. Svetlobni kvant (najmanjši energijski paket) imenujemo foton, katerega energija je definirana prav z enacbo (2.13)

λ

ν chhE == , (en. 2.14)

kjer je c svetlobna hitrost (299792,5 km/s = konst.), λ pa je valovna dolžina elektromagnetnega valovanja. Iz enacbe (2.14) je razvidno, da je valovanje z manjšo valovno dolžino nosilec vecje energije, kar kaže na pomembno vlogo UV svetlobe pri fotokemijskih reakcijah. Soncna svetloba povzroca fotokemijske reakcije pretežno med naslednjimi spojinami atmosferskih necistoc: dušikov oksid (NO), dušikov dioksid (NO2), ogljikovodiki (obicajno olefini), žveplov dioksid (SO2) in ozon O3. Pri tem je seveda potrebno poudariti, da predstavljajo procesi zgorevanja, predvsem v motorjih z notranjim zgorevanjem, enega najvecjih izvorov tovrstnih polutantov. Na splošno pa velja, da so fotokemijske reakcije zelo kompleksne in danes še niso vse dobro raziskane. Najpomembnejši predstavnik fotokemijskih oksidantov je ozon (O3), ki predstavlja okoli 90 % vseh tovrstnih spojin. Ostali so še atomarni kisik (O), vodikov peroksid (H2O2) in vecja skupina nitratov, ki nastajajo kot produkti fotokemicnih reakcij med dušikovimi spojinami in nekaterimi ogljikovodiki. Navedli bomo le najpomembnejše: peroksiacetil nitrat (PAN), peroksi-propinol nitrat (PPN), peroksi-butil nitrat (PBN). Tovrstne spojine imajo zelo negativen vpliv na cloveka in živa bitja, povzrocajo razlicna obolenja dihal, živcevja in prebavil. Za rastline pa sta najbolj škodljiva ozon in PAN.

2.4.6.1 Nastanek ozona Ozon nastaja v zgornjih plasteh stratosfere pod vplivom socnega sevanja, in zaradi tega se vecina UV žarkov zadržuje v stratosferi, v nasprotnem primeru pa bi prodrli do zemeljske površine, kar bi imel katastrofalne posledice za vsa živa bitja. Razlicni klorovodiki in fluorokloridi (še vedno mocno zastopani v hladilni tehniki), ki so posledica clovekovih aktivnosti na Zemlji, fotokemicno reagirajo z ozonom v smislu njegove porabe, kar ima zelo negativne posledice s stališca tanjšanja zašcitne ozonske plasti in pojava ozonskih lukenj. Kljub temu pa se ozon v nižjih plasteh troposfere smatra kot polutant, ki smo mu do sedaj posvecali premalo pozornosti. V nižjih plasteh troposfere lahko nastaja ozon vsled razelektritve atmosferskega elektricnega naboja (bliski), pri velikih gozdnih požarih, najvec pa ga nastane zaradi onesnaženja z hlapnimi organskimi snovmi in dušikovimi oksidi. V poletnih mesecih se

99

koncentracije ozona predvsem nad vecjimi mestnimi središci bistveno povecajo. Vecje koncentracije ozona v atmosferi povzrocajo slabšo vidljivost, dražijo sluznico ljudi in živali, in unicujejo rastline. Ozon sodeluje tudi pri nastajanju fotokemicnega smoga. Atmosferske reakcije ozona še vedno niso dovolj proucene, še posebno ne reakcije z ogljikovodiki in še vedno premalo pozornosti posvecamo tej spojini kot atmosferskemu onesnaževalcu. Pri visokih temperaturah v kurišcih, motorjih z notranjim zgorevanjem in v industrijskih procesih nastanejo iz atmosferskega dušika dušikovi oksidi, od katerih je najvec dušikovega oksida (vec kot 90%), preostanek pa pripada dušikovem dioksidu. Fotokemicno pod vplivom UV soncne svetlobe, ki razgradi molekulo kisika, tvori NO z atomom kisika NO2 2NO + O2 → 2NO2 (en. 2.15) Podnevi NO2 pod vplivom soncne svetlobe razpade nazaj na NO in zelo reaktiven atom kisika, NO2 + hν → NO + O(3P) (en. 2.16) ki hitro reagira z zracnim kisikom v ozon O(3P)+ O2 + M → O3 + M (en. 2.17) M predstavlja molekulo kisika ali dušika, ki absorbira odvecno energijo, kemijsko pa se ne spremeni. Reakcija (2.16) je zacetna reakcija sistema fotokemicnih reakcij, ki skupaj z reakcijo (2.17) vodi v koncno reakcijo NO2 + hν + O2 → NO + O3 (en. 2.18) Hitrost te reakcije, ki je sorazmerna intenziteti soncne svetlobe in je odvisna od odklona Sonca od zenita in njegove višine, znaša ob najvišjem Soncu (velja za Nemcijo) približno 1 µg O3/m3 na minuto. Ozon po reakciji z NO razpade na NO2 in kisik. To se prevladujoce dogaja v mestih ponoci (požiranje ozona), pa tudi podnevi, kjer so sveže emisije dušikovih oksidov. Za to reakcijo ni potrebna svetloba pac pa le O3 in NO. NO + O3 → NO2 + O2 (en. 2.19)

100

Slika 2.4: Fotoliticni ciklus dušikovega oksida

Reakcije (2.16) do (2.19) potekajo ciklicno, nastajajo enake kolicine ozona in dušikovega oksida, in teoreticno, ce bi bil zrak onesnažen samo z NOx, ne bi bilo viškov NO ali O3, in bi toliko ozona razpadlo, kot ga je nastalo, ciklus the reakcij je prikazan na sliki 2.4.

2.4.6.2 Nastanek fotokemicnega smoga Tvorba ozona in ostalih fotokemicnih oksidantov ne sledi stalno emisijam ogljikovodikov in dušikovih oksidov, saj se pojavljata skupno s kemicnimi reakcijami še transport in mešanje. Zahtevno dogajanje med atmosfersko kemijo in transportnimi pojavi si lahko predstavljamo v stolpcu zraka dolocenega preseka, ki se širi od tal do vrha mejne plasti. Višina dnevne mejne plasti je obicajno omejena s temperaturno inverzijo na višini 1 – 2 km, na tako imenovani mešalni višini. Zracna masa, ki se giblje s horizontalno komponento vetra, pricne svojo pot v urbanem okolju. Relativno cist zacetni zrak potuje preko onesnaženega obmocja in pobere emisije VOC in NOx. Organske snovi zacne napadati zelo reaktiven hidroksilni radikal (OH), ki je najpomembnejša spojina, ki se kot prosti radikal pojavlja v troposferi. Deluje kot mocen oksidant v množici reakcij. Pri tem pa igra ozon pomembno vlogo. OH radikal primarno nastane po fotolizi ozona. Ta reakcija je zacetna reakcija prakticno vseh troposferskih oksidacij. UV svetloba razbije ozon na molekularni kisik in vzbujen kisikov atom O(1D) (atom kisika, ki je v prvem vzbujenem stanju). Ta pa lahko reagira z zracnim kisikom nazaj v ozon ali pa z vodo tvori OH radikal.

O3 + hν (λ < 320 nm - UV) → O(1D) + O2

O(1D) + O2 → O3 ali

O(1D) + H2O → 2OH (en. 2.20) Vecina vzbujenega atoma kisika v atmosferi hitro reagira z molekulo kisika ali dušika, kar mocno zmanjša možnosti reagiranja z vodo in tvorbo OH radikala. Seveda pa reakcija s kisikom vrne molekulo ozona, ki s fotolizo spet razpade in ponovi cikel tvorbe vzbujenega

O3

REAKCIJE: NO2+hν → NO+O O+O2 → O3 O3+NO → NO2+O2

O2

NO2

O2

101

atoma kisika, dokler ta ne naleti na vodo in z njo tvori OH radikal. Pri normalnih pogojih na vsakih pet atomov O(1D) nastane en OH radikal. Vzbujen atom kisika, ki lahko nastane tudi s fotolizo HNO3, H2O2 in karbonilov, reagira tudi z metanom ali vodikom, kar spet vodi k tvorbi OH radikala, vendar je pogostost teh reakcij še manjša. Reakcija med organskimi spojinami in OH radikalom, ki vodi k tvorbi ozona brez njegove porabe v oksidaciji NO (2.20): VOC + OH → R + H2O (en. 2.21) R + O2 + M → RO2 + M (en. 2.22) R in RO2 sta organska radikala. Nato RO2 zacne napadati NO, povzroci njegovo oksidacijo v NO2 in pricenja ciklus nastanka ozona. RO2 + NO → RO + NO2 (en. 2.23) RO + O2 → HO2 + karbonil (en. 2.24) HO2 + NO → OH + NO2 (en. 2.25) NO2 pod vplivom soncne svetlobe vseeno razpade, kar povzroca tvorbo ozona in njegovo kopicenje (2.19). Koncni potek zgornjih reakcij lahko zapišemo tudi v obliki VOC+ 4O2+ 2hν → karbonil+ H2O+ 2O3 (en. 2.26) Izven onesnaženih obmocij zacne gostota emisij padati. Koncentracije NOx in VOC so na robu tega obmocja najvišje, z nadaljnjim gibanjem pa zacnejo padati kot rezultat kemicnih reakcij in mešanja. Koncentracija ozona v onesnaženi zracni masi zacne narašcati, kar je uravnoteženo po 1 - 5 urah, ko se porabi vecina najbolj reaktivnih ogljikovodikov (olefinov in aromatov). V naslednjih 5 - 10 urah potovanja prispevajo k tvorbi ozona srednje reaktivni ogljikovodiki. Vsebnost ozona zacne padati zaradi redcenja, konverzije NO2 v dušikovo kislino NO2 + OH → HNO3 (en. 2.27) in odstranjevanja na površini. Ob soncnem zahodu fotokemicna tvorba ozona preneha. Ponoci se regeneracija ozona v povezavi s fotolizo NO2 (2.19) ne pojavlja, reakcije ozona z NO potekajo po (2.20), z NO2 pa po poti, ki zagotavlja spremembo NOx v dušikovo kislino: NO2 + O3 → NO3 + O2 (en. 2.28) NO3 + NO2 → N2O5 (en. 2.29) N2O5 + H2O → HNO3 (en. 2.30) Ker se ponoci zaradi radiativnega ohlajanja pojavlja pritalna inverzija, ki sega v višino le do nekaj sto metrov, talne emisije predhodnikov ne morejo doseci mešalne višine, nad katero se nahaja ozon, zato ni razpada ozona po (2.20). Po soncnem vzhodu pritalna inverzija razpade, kar prinese ozon in ostale produkte, ki so nastali prejšnji dan, navzdol, zacnejo se mešati s svežimi emisijami in hraniti fotokemijo naslednjega dne.

102

Ucinkovitost tvorbe ozona je definirana kot število molekul ozona, ki jih tvori emitirana molekula dušikovih oksidov. Veljalo je mišljenje, da nastane 7 – 10 molekul O3, pri tem pa niso upoštevali, da se dušikovi oksidi odstranjujejo iz atmosfere tudi z mokrim in suhim odlaganjem. Zadnje študije [26] kažejo, da vsaka molekula NOx tvori le dve do tri molekule O3.

V splošnem je tvorba ozona omejena z množino oziroma koncentracijo ali VOC ali NOx. Obstoj teh dveh nasprotnih režimov, obicajno shematicno predstavljen z EKMA (Empirical Kinetic Modeling Approach) diagramom (slika 2.6). Že ime samo pove, da je to empiricna predstavitev, saj uporablja razmerje VOC:NOx za ugotavljanje konicnih koncentracij ozona. Kineticno modeliranje pomeni, da je posledica uporabe zanesljivih kemicnih modelov, ki simulirajo prehod predhodnikov ozona v troposferski ozon. Pristop izraža množico korakov in navodil za uspešno razumevanje dane situacije onesnaženosti zraka.

Slika 2.5:Diagram izoplet najvišjih 1-urnih koncentracij ozona, kot funkcija zacetnih

koncentracij NOx in VOC, in obmocji na diagramu, ki jih oznacujejo VOC - ali NOx-omejitve EKMA diagram predstavlja orodje za nacrtovanje strategij nadzora emisij predhodnikov, za dolocitev ucinkovitosti predlaganih programov zmanjšanja konicnih koncentracij ozona in izpostavljenosti ozonu ali za dolocitev najustreznejših poti za doseganje zadanih ciljev, saj nam da odgovor na vprašanje, kaj ce. Kljucni cilj tega pristopa je dolociti vpliv nadzorovanih emisij VOC in NOx na konicne urne koncentracije ozona. Nacrtovano razmerje VOC:NOx se uporabi na diagramu izoplet in iz tega lahko ugotovimo, s katerim in kakšnim znižanjem emisij bomo dosegli znižanje koncentracije ozona, lahko pod neko postavljeno (mejno) vrednost.

103

2.4.7 Organske spojine v atmosferi Stalno proucevanje problemov onesnaženja atmosfere je privedlo do spoznanja, da moramo med polutatnte uvršcati razlicne organske spojine, ki sodelujejo v fotokemijskih reakcijah z oksidanti, pri cemer nastajajo druge plinaste necistoce in aerosoli z zelo neugodnimi vplivi kot so zmanjšanje vidljivosti, unicevanje vegetacije in draženje cutil ljudi in živali. Naravni izvori organskih spojin so izlocanje iz biosfere in naravni plin, umetni izvori pa so zopet procesi zgorevanja in nekateri drugi specificni procesi v kemijski in petrokemijski industriji. Izmed vseh organskih spojin v atmosferi je najbolje proucen metan CH4. Metan je nasiceni ogljikovodik, ki se nahaja v atmosferi v najvecjih kolicinah v primerjavi z ostalimi organskimi spojinami. Naravni izvori metana so razni biološki procesi (npr. razpad in gnitje rastlin v vodah in mocvirjih, deponije komunalnih odpadkov, deponije živalskih iztrebkov itd...), pojavlja pa se tudi pri vrtanju naftnih vrtin. Od umetnih izvorov metana so zopet najpomembnejši procesi zgorevanja (zgorevanje premoga, rafiniranje in zgorevanje nafte, sežig odpadkov) in razni kemijski procesi. Za naravno izlocanje metana iz atmosfere je potreben velik rezervoar, ki sprejema metan, po nekaterih raziskavah je to biosfera. Poleg metana namenjamo posebno pozornost proucevanju mehanizma kinetike reakcij olefinov, ki nastajajo pri procesih zgorevanja in spojinami iz biosfere. S proucevanjem fotokemijskih reakcij je bilo ugotovljeno, da olefini skupaj z oksidi dušika formirajo plinaste necistoce v obliki aerosolov.

2.4.8 Termicno onesnaženje atmosfere Odpadna toplota, pri procesih transformacije notranje energije goriva v druge oblike, ki jo sprejema atmosfera predstavlja znatno vecjega onesnaževalca atmosfere v smislu povzrocanja klimatskih sprememb kot delci ali plinasti polutanti. Znano je na primer, da ima v podrocjih velikih koncentracij toplotnih izvorov (npr. velika mesta, industrijska središca,...) odpadna toplota velik vpliv na lokalno spremembo klime, zelo težko pa je dolociti oziroma predvidevati njen vpliv na splošno stanje klime. Najvecje termicne onesnaževalce atmosfere predstavljajo termoelektrarne, toplarne, razna industrijska postrojenja, koncentrirana naselja in transportna sredstva. Ceprav pricakujemo do leta 2000 še enkratno povecanje kolicine odpadne toplote, še ne pricakujemo pomembnejših klimatskih sprememb, ki bi bile posledica tovrstnega onesnaženja. Osnovni razlog temu je predvsem sedanje in prihodnje premišljeno nacrtovanje termoenergetskih objektov in upoštevanje možnosti lokalnih sprememb klime, pri cemer poskušamo velik del odpadne toplote koristno uporabiti v sekundarnih procesih, tako da so emitirane kolicine odpadne toplote v atmosfero, kar se da majhne.

2.4.9 Posebne necistoce v atmosferi

104

V to skupino atmosferskih necistoc uvršcamo sestavine, ki so specificne glede nacina nastajanja in delovanja na okolje. To so razlicne substance, ki spreminjajo vonj zraka, radioaktivne snovi in spojine nastale pri fotokemijskih reakcijah.

2.4.9.1 Vonj Vecina plinov, ki niso sestavni del cistega zraka imajo v dolocenih koncentracijah karakteristicni vonj, izjema je le CO. Seveda so vonjave lahko prijetne ali neprijetne, kar je odvisno predvsem od koncentracije plina v zraku in casa izpostavljenosti. V problematiki cišcenja zraka definiramo substance ki povzrocajo dolocene vonjave kot atmosferske necistoce, ki delujejo na cutila vonja in se zaznavajo na osnovi izkušenj ali draženja. Specificne vonjave povzrocajo spojine, ki vsebujejo dolocene radikale kot so: (-CHO) aldehidi, (-CH2OH) karbinoli, (-CO) karbinili, (-COOH) karbihili, (-SH) sulfhidrili in (-OH) hidroksidi. Ce v spojinah H2O, H2O2 in CO2 pride do zamenjave kisikovih atomov z žveplenimi dobimo spojine izrazito znacilnega vonja: žveplovodik (H2S), persulfid (H2S2) in ogljikovdisulfid (CS2). Z nadomestitvijo drugega vodikovega atoma v prejšnji skupini spojin z alkil-radikalom, se intenziteta vonja še poveca. Še bolj neprijetne vonji se pojavijo, ce se oba vodikova atoma zamenjata z alkilno skupino pri cemer dobimo tioetre: dimetilsulfid ((CH3)2S), dietilsulfid ((CH2H5)2S) in metiletilsulfid (CH3C2H5S). Karakteristike nekega izvora spojin z vonjavami dolocamo na osnovi analize fizikalno-kemijske sestave posameznih sestavin in na osnovi cloveškega zaznavanja, pri cemer prihaja do subjektivnosti dolocanja tovrstnih lastnosti. Pri prakticni analizi substanc znacilnega vonja pa uporabljamo posebne naprave skupaj s cutili cloveka.

2.4.9.2 Radioaktivne snovi Onesnaževanje atmosfere z radioaktivnimi snovmi umetnega izvora se je zacelo mesec dni pred koncem druge svetovne vojne, julija 1945 leta v pušcavi Nove Mehike, ZDA. V tem casu je eksplodirala prva jedrska bomba. Tako se je zacelo obdobje razprševanja radioaktivnih delcev v visokih slojih atmosfere. Najvecji del kolicine radioaktivnega praha prve, še ne dovolj izpopolnjene bombe z lahkim uranovim izotopom se še vedno ni vrnil na zemljo, kar se bo nedvomno zgodilo, vsekakor pa bo vseboval še ogromno ne razpadlih radioaktivnih snovi. Po prvi eksploziji atomske bombe so sledile še druge, kasneje se je zacel intenziven razvoj in gradnja nuklearnih energetskih objektov, kar danes povzroca velike kolicine nakopicenih radioaktivnih odpadkov o katerih bomo nekoliko vec povedali v poglavju o odpadkih. Z narašcanjem nuklearnih objektov pa narašcajo tudi potencialne možnosti nastanka novih umetnih izvorov radioaktivnih substanc, ki lahko prehajajo v atmosfero. Radioaktivne snovi definiramo kot snovi, ki emitirajo radioaktivno sevanje ali radioaktivne delce, pri cemer so lahko naravnega izvora (npr. uran, radij , radon,...) in umetnega izvora ki jih imenujemo kar izotopi. Naravne radioaktivne snovi karakterizira emitiranje alfa in beta delcev ter gama žarkov. Alfa delci so pozitivno naelektreni delci oziroma helijeva jedra (dva protona in dva nevtrona). Ker so alfa delci pozitivni ioni oziroma kationi, ionizirajo okoliški zrak, kar deluje zaviralno na njihovo gibanje, tako da je njihov domet le nekaj centimetrov, kar pa je odvisno tudi od vrste radioaktivne snovi. Prodornost alfa delcev je tako zelo mala, zaustavi jih že list papirja, v cloveško kožo pa prodrejo le do 60 µm. Alfa delci imajo veliko sposobnost ionizacije, povprecno število delcev, ki nastane vsled ionizacije z alfa delci znaša na dolžini

105

1cm okoli 3×104 do 4×104. Beta delce predstavljajo zelo hitri elektroni, ki so zaradi majhne mase in velike hitrosti do 100 krat bolj prodorni kot alfa delci, so pa slabši ionizatorji. Gama žarki so elektromagnetno valovanje, podobno kot svetloba, vendar zelo male valovne dolžine. Gama žarki so znacilni po svoji veliki prodornosti, ki je še znatno vecja od prodornosti beta delcev, tudi 20 cm debela svincena plošca zanje ne predstavlja resne ovire. Umetne radioaktivne elemente predstavljajo radioaktivni izotopi. Izotopi so atomi enega in istega kemijskega elementa, katerih jedro ima ob stalnem številu protonov razlicno število nevtronov. Izotopi lahko nastajajo po naravni ali umetni poti, lahko stabilni, katerih jedra lahko ostanejo nespremenjena vrsto let in nestabilni, ki so podvrženi radioaktivnemu razpadu. Izotopi istega elementa so torej enakih kemijskih lastnosti razlikujejo pa se po nuklearnih lastnostih (radioaktivnost, masa,...). Danes je uporaba izotopov, zaradi njihovih specificnih lastnostih mocno zastopana tudi v znanosti in medicini. Široko podrocje uporabnosti tovrstnih substanc pa povzroca vedno nove potencialne možnosti nastajanja umetnih izvorov radioaktivnih izotopov, ki lahko že ob najmanjši neprevidnosti ljudi, ki se ukvarjajo z njimi ali vsled tehniških okvar varnostnih sistemov nuklearnih objektov, nekontrolirano prehajajo v atmosfero. Radioaktivne snovi v atmosferi predstavljajo veliko kratkorocno in dolgorocno ogroženost vseh živih bitij na Zemlji. Kratkorocno povzrocajo razlicna obolenja tkiv, infekcije, levkemijo skleroticna obolenja, dolgorocno pa vplivajo na gensko zasnovo potomcev, kar lahko privede do razlicnih mutacij in okvar dednega genetskega zapisa. Našteli smo le nekaj potencialnih nevarnosti, ki nam groze vsled radioaktivne onesnaženosti atmosfere, dejansko pa obstaja mnogo vecja množica možnih vplivov in ucinkov na žive organizme, ki jih danes še ne moremo natancno definirati. Vse to nas opozarja, da moramo s tovrstnimi snovmi ravnati skrajno odgovorno in njihovo uporabo v bodoce zelo omejiti, oziroma raziskati vse možnosti ustrezne nadomestitve z drugimi manj nevarnimi snovmi, seveda tam kjer je to sploh še možno, saj so danes nekateri tehnološki postopki že dolgo zasnovani na uporabi radioaktivnih snovi, tako da so razviti do stopnje ko prakticno ni vec možna nadomestitev z drugimi substancami ampak bi bilo potrebno opustiti celotne postopke, kar pa je žal povezano gospodarsko mocjo dolocenih družbenih sistemov, ki so uvedli in žal še uvajajo uporabo radioaktivni snovi. Najvecjo nevarnost globalnega onesnaženja atmosfere pa danes predstavljajo velike kolicine popolnoma nekoristnega jedrskega orožja, ki pa ga ni mogoce na enostaven nacin uniciti, ne da bi pri tem ogrozili okolje.

2.4.10 Možnosti zmanjšanja splošne imisije atmosferskega onesnaženja Stopnja globalne onesnaženosti atmosfere sicer pocasi, a vztrajno narašca. K onesnaženju najvec doprinašajo ravno clovekove aktivnosti na podrocju termoenergetike in industrije, torej polutatnti umetnih izvorov zato moramo poskrbeti, da bodo koncentracije škodljivih snovi atmosfere ostale v mejah koncentracij, ki zagotavljajo kvaliteto zraka do te mere, da ne povzroca škodljivih vplivov na celotno življenjsko združbo na Zmelji, katerih posledice so lahko razlicna obolenja ljudi, živali in propadanje biosfere. Zmanjšanje atmosferskega onesnaženja lahko dosežemo na vec nacinov, kar je odvisno predvsem od kolicine emitiranih necistoc in od oddaljenosti od mesta izvora. Na splošno lahko opredelimo tri razlicne nacine zmanjšanja atmosferskega onesnaženja:

106

• samocistilnost atmosfere, • izlocanje necistoc na izvoru, • izboljšanje procesov, katerih produkti so tudi polutanti. Atmosfera prav tako kot naravni vodni sistem zmore sama, na osnovi razlicnih fizikalno-kemijskih in fotokemicnih procesov, izlociti velike kolicine škodljivih substanc. To naravno lastnost atmosfere je smiselno ohraniti za izlocanje škodljivih snovi, ki prispejo v atmosfero na nekontroliran nacin individualnih izvorov onesnaženja, ki lokalno sami zase ne izlocajo pretirano velikih kolicin polutantov. V primerih izvorov velikih kolicin škodljivih snovi pa moramo upoštevati drugi nacin zašcite atmosfere to je izlocanje necistoc na mestu samega izvora. V to skupino spadajo vsi inženirski fizikalno-kemijski procesi izlocanja necistoc, ki predstavljajo tako imenovano naknadno obdelavo izpušnih plinov. Dalec najbolj ucinkovit in na dolgi rok tudi cenen nacin zašcite atmosfere pa je izboljšava obstojecih procesov in postopkov pri katerih nastajajo polutanti kot glavni ali pa stranski produkti. Najvecji vpliv na onesnaženje zraka imajo nedvomno procesi zgorevanja fosilnih goriv, tako je primarna naloga strokovnjakov s podrocja proucevanja zgorevanja usmerjati in voditi proces zgorevanja tako, da bo emisija škodljivih snovi kar se da minimalna. Tovrstne raziskave so zelo zahtevne in zahtevajo vrhunsko usposobljene strokovnjake in raziskovalne pogoje. Upoštevati moramo interakcijo velikega števila zelo zapletenih prenosnih pojavov in kinetike zgorevanja, pri cemer moramo zelo natancno poznati mehanizem kemijskih reakcij vseh možnih reagirajocih sestavin gorljive zmesi. Emisijo toksicnih sestavin v produktih zgorevanja je možno zmanjšati s: • preprecevanjem njihovega nastajanja v sami coni reakcije, • izlocanjem toksicnih substanc iz izpušnih plinov pred izpustom v okolico oziroma

atmosfero, • razredcenjem dimnih plinov s ciljem doseci bolj sprejemljive parametre kvalitete zraka. V nadaljevanju bomo nakazali nekatere možne ukrepe za zmanjšanje emisije le najbolj problematicnih toksicnih spojin. Tako za zmanjšanje emisije žveplovih oksidov obstaja vec možnosti: • obdelava goriva pred vstopom v proces zgorevanja - razžveplanje goriva, • vplivati na sam proces zgorevanja, • obdelava dimnih plinov po koncanem procesu zgorevanja in pred izpustom v okolje. Te možnosti lahko dejansko uporabimo v primeru zgorevanja fosilnih goriv in sicer: • zemeljski plin:

∗ odstranjevanje eventualno prisotnega žveplovodika (H2S) - postopek I; • naftni derivati:

∗ odstranjevanje žveplenih spojin s postopkom hidroodžveplanja - postopek I, ∗ uplinjanje in proizvodnja plinastih goriv z minimalno vsebnostjo žvepla - postopek I, ∗ zgorevanje v fluidizirani plasti - postopek II, ∗ izlocanje žveplenih spojin iz dimnih plinov - postopek III;

107

• premog:

∗ odstranjevanje pirita (FeS2) iz premoga - postopek I, ∗ izlocanje organskega žvepla s posebnimi procesi utekocinjena - postopek I, ∗ uplinjanje in proizvodnja gorljivih plinov z minimalno vsebnostjo žvepla - postopek I, ∗ zgorevanje v fluidizirani plasti - postopek II, ∗ izlocanje žvepla s postopki naknadne obdelave dimnih plinov - postopek III.

Edini postopek s katerim je možno v samem procesu zgorevanja vplivati na kolicino žveplenih spojin je zgorevanje v fluidizirani plasti, ki ga je možno realizirati v za to posebej skonstruiranem kotlu in pride prakticno v upoštev le pri vecjih stacionarnih energetskih enotah. Pri plastnem zgorevanju, kot ga tudi imenujemo, dodajamo v proces zgorevanja kalcijev karbonat (CaCO3), ki razpade na kalcijev oksid in ogljikov dioksid, kalcijev oksid pa reagira z žveplovim oksidom pri cemer nastaja gips, kar lahko ponazorimo z sledecim zaporedjem kemijskih reakcij: 23 COCaOCaCO +→ , (en. 2.31)

422 21

CaSOOSOCaO →++ , (en. 2.32)

43 CaSOSOCaO →+ . (en. 2.33) Vezanje žveplovih oksidov na ta nacin je mocno pogojeno s temperaturo pri kateri se proces odvija, kakor tudi od kolicine in vrste kalcijevega karbonata. Ima pa ta postopek tudi slabe strani, z reakcijo (2.31) nastaja CO2, ki ga prav tako uvršcamo med polutatnte, koncni produkt tega postopka pa je gips, ki ga je prav tako potrebno nekje deponirati. Novejše raziskave so pokazale, da lahko z recirkulacijo letecega pepela, v katerem se nahaja tudi del ne reagirajocega CaO, poleg znatnega izboljšanja stopnje zgorevanja znatno vplivamo na zmanjšanje kolicine žveplovih oksidov (slika 2.6). To vsekakor poveca ekonomicnost procesa zgorevanja, ker lahko dosežemo manjše emisije z manjšo kolicino dodanega kalcijevega karbonata, pri cemer nastajajo tudi manjše kolicine gipsa (prihranek pri transportu in skladišcenju). Istocasno z recirkulacijo pepela zmanjšujemo tudi emisijo dušikovih oksidov. V splošnem je možno ukrepe za zmanjšanje dušikovih oksidov obravnavati na podoben nacin kot v primeru žveplovih oksidov. Prakticno uporabljamo samo postopke s katerimi vplivamo na zmanjšanje emisije NOx v in po procesu zgorevanja. Prvo skupino ukrepov lahko delimo na: • razvoj novih tipov gorilnikov, • razvoj novih sistemov zgorevanja.

108

Slika 2.6:Vpliv stopnje regeneracije na zmanjšanje emisije žveplovih oksidov Postrojenje nazivne moci 1MWt; razmernik zraka 1,2; temperatura fluidizirane plasti

1213 K; Virginija premog; 1 - nemški CaCO3, 2 - nizozemski, 3 - belgijski.

Razvoj novih tipov gorilnikov temelji na korišcenju znanih podatkov s podrocja temeljnih raziskav procesov zgorevanja. Pri tem je potrebno upoštevati naslednje ukrepe: • formiranje bogate zmesi v centru fronte plamena s ciljem zmanjšati termicni in gorljivi

NOx, • dovajanje sekundarnega zraka v plamen, s cimer se zmanjšuje temperatura in s tem

možnost nastanka termicnega NOx, • oblikovanje mocnega vrtincenega gibanja v centru reakcijske cone s ciljem zagotavljanja

potrebne stabilnosti plamena, medtem ko relativno velika hitrost dovajanja sekundarnega zraka ugodno vpliva na popolnost zgorevanja.

Navedli smo le nekaj možnih ukrepov za zmanjšanje emisije z dolocenimi posegi v sam proces zgorevanja, ki jih je možno ekonomicno in prakticno realizirati v vecjih termoenergetskih sistemih z uporabo razlicnih vrst fosilnih goriv.

2.4.11 Dolocanje emisije toksicnih snovi Emisijo toksicnih sestavin lahko dolocamo na osnovi: • meritev,

Stopnja regeneracije

2

1

3 200

400

600

SO2 [g/GJ]

1 2 3

109

• stehiometrijskih preracunov , ki temeljijo na atomski in snovski bilanci, • uporabe emisijskih faktorjev, • ocene. Najbolj tocno informacijo o emitirani kolicini škodljivih snovi ne glede na vrsto izvora dobimo z ustreznimi meritvami, ki lahko temeljijo na kontinuiranem ali periodicnem nacinu odvzema vzorcev. Ta nacin dolocanja emisije je zamuden in pri vsaki najmanjši spremembi pogojev nastanka škodljivih snovi je potrebno meritve ponoviti, kar pomeni, da lahko na osnovi meritev dosežemo natancno informacijo o kolicini emitiranih škodljivih substanc le na osnovi stalnega ali periodicnega monitoringa, kar pa je obicajno povezano z relativno velikimi stroški. Meritve moramo uporabiti v vseh tistih primerih izvorov, kjer zaradi specificnosti procesa nastajanja polutantov ne moremo uporabiti kakšne druge, cenejše metode. V primeru dolocanja emisij škodljivih snovi pri procesih zgorevanja lahko dosti hitreje in ceneje pridemo do želenih podatkov na osnovi stehiometrijskih preracunov zgorevanja, pri cemer lahko s vkljucevanjem kemijske kinetike natancnost izracunov še povecamo. Uporaba emisijskih faktorjev, ki so tabelaricno podani za razlicne izvore polutantov omogoca le približno oceno nastanka škodljivih snovi. Ta nacin omogoca najhitrejšo informacijo o kolicini emitiranih škodljivih snovi dolocenega izvora. Natancnost približka pa je v najvecji meri pogojena z adekvatnostjo emis ijskih faktorjev. Za primerjavo so v tabelah 2.3 do 2.6 podani emisijski faktorji nekaterih tipicnih izvorov. Tabela 2.3: Emisijski faktorji za bencinski in dizelski motor, izraženi v enotah [kg polutantov / 1000 litrov zgorelega goriva]

snov, spojina bencinski motor (brez katalizatorja) dizelski motor aldehidi (HCHO) 0,48 1,20 benzopiren C20H10* 0,08×10-3 0,11×10-3 CO 348,09 7,18 ogljikovodiki HC 62,68 21,53 NOx 13,52 26,55 SOx 1,08 4,78 NH3 0,24 - organske snovi 0,48 3,71 delci 1,32 13,16

* - kristalni policiklicni ogljikovodik rumene barve, karcinogen in je ena najnevarnejših snovi vsebovanih v cigaretnem dimu Tabela 2.4: Emisijski faktorji plinov pri zgorevanju premoga v [kg polutantov / 1000 kg zgorelega premoga]

industrijska kotlovska kotli za ogrevanje

110

snov, spojina termoelektrarne postrojenja stanovanjskih hiš aldehidi 2,23×10-3 2,23×10-3 2,23×10-3 CO 0,23 1,33 22,27 ogljikovodiki (CH4) 0,09 0,44 4,45 NOx 8,91 8,91 3,57 SOx 16,92×S* 16,92×S* 16,92×S*

*S – odstotek procent žvepla v premogu, ce vsebuje na primer premog 3% žvepla, kar dolocimo s kemijsko analizo, potem znaša emisija SOx 16,92×3 = 50,76 kg/1000 kg zgorelega premoga. Tabela 2.5: Emisijski faktorji pri zgorevanju naravnega plina v [kg polutantov / 106 m3 zgorelega naravnega plina]

snov, spojina

termoelektrarne

industrijska kotlovska postrojenja

kotli za ogrevanje stanovanjskih hiš

aldehidi 16,03 32,06 z* benzopiren - 706,2×10-6 4590,4×10-6 CO z* 6,41 6,41 NOx z* z* z* SOx 6,41 6,41 6,41 NH3 - 4,81 4,81 organske spojine - 994 994

z* – zanemarljivo Tabela 2.6: Emisijski faktorji za zgorevanje olja, izraženi v enotah [kg polutantov / 1000 litrov zgorelega olja]

snov, spojina velika postrojenja (>735kW)

mala postrojenja (< 735 kW)

aldehidi (HCHO) 0,07 0,24 benzopiren 1,32×10-6 10,57×10-6 CO 4,80×10-3 0,24 ogljikovodiki HC 0,38 0,24 NOx 12,48 8,64 SO2 18,84×S* 18,84×S* SO3 0,29×S* 0,24×S* delci 0,96 1,44

* S – odstotek vsebovanega žvepla v olju Na osnovi bežnega pregleda podatkov o emisijskih faktorjih nekaterih izvorov lahko zakljucimo, da je emisija škodljivih snovi pri procesih zgorevanja mocno odvisna od vrste uporabljenega goriva in velikosti zgorevalne naprave. Pri velikih termoenergetskih postrojenjih je na voljo vec možnosti neposredne in posredne kontrole procesov zgorevanja, kot pa pri

111

manjših postrojenjih, da pa ne govorimo o individualnih kurišcih, kjer poteka zgorevanje vecinoma brez vsakega nadzora, kar povzroca relativno v visoke vrednosti emisijskih faktorjev. Glede na to, da so procesi zgorevanja fosilnih goriv razlicnih vrst nedvomno najvecji izvor nastanka toksicnih snovi bomo malo podrobneje obdelali najenostavnejši nacin dolocanja kolicine nastalih polutantov, ki temelji na stehiometriji zgorevanja ogljikovodikovih goriv. Na osnovi globalne reakcije popolnega zgorevanja fosilnih goriv ( ) 252423222122 76,3 SOONOHCONOxSNOHC νννννεδγβα ++++→++ ,(en. 2.34)

lahko ob znani sestavi goriva s pomocjo bilance atomov

,:

,276,32:,2222:

,2:,:

5

3

5421

2

1

νε

νδννννγ

νβνα

=

=⋅++++=+

==

S

xNxO

HC

(en. 2.35)

dolocimo kolicino, oziroma maso emitiranega ogljikovega dioksida in žveplovega dioksida, kakor tudi kolicine vseh ostalih produktov popolnega zgorevanja. V reakciji (2.34) in enacbah (2.35) ima νi pomen stehiometricnega koeficienta i-te sestavine produktov zgorevanja, x pa predstavlja kolicino zraka, ki vstopa v proces zgorevanja in je podan z naslednjo enacbo:

zr

go

M

mlx 0⋅= λ (en. 2.36)

kjer je mgo masa goriva, Mzr molska masa zraka. Stehiometricni razmernik zraka zapišemo kot

stehgo

zr

mm

l

=0

, (en. 2.37)

relativni razmernik zraka pa je potem

go

zr

stehgo

zr

dejgo

zr

mlm

mm

mm

0=

=λ . (en. 2.38)

Kolicino poljubne sestavine produktov popolnega zgorevanja lahko izracunamo z upoštevanjem stehiometricnih koeficientov νi, ki jih dolocimo na osnovi znane sestave goriva oziroma kemijske formule. Najprej dolocimo molski delež poljubne sestavine izpušnih plinov

∑

=n

ngoii &

&νψ , (en. 2.39)

kjer je

112

∑=

∑ =N

iigonn

1

ν&& (en. 2.40)

kolicinski pretok dimnih plinov, pri cemer moramo poznati posamezne stehiometricne koeficiente

( )

.

,4

42

,2

52,7

,2

,

5

4

3

2

1

εν

βεαγν

δν

βν

αν

=

−−−+=

+=

=

=

x

x

Molski tok i-te sestavine je tako podan z naslednjim izrazom: ∑= nn ii && ψ [mol/s], (en. 2.41)

urno emisijo pa lahko izracunamo z upoštevanjem molske mase posamezne sestavine iii MnE &= . (en. 2.42) Za izracun urne emisije ogljikovega dioksida dobimo torej naslednji izraz:

22 900

11COCO nE &= [kg/h] (en. 2.43)

in analogno za urno emisijo žveplovega dioksida

22 225

4SOSO nE &= [kg/h]. (en. 2.44)

Emisije ostalih toksicnih sestavin produktov zgorevanja ne moremo dolociti na podoben nacin, ampak bi bilo potrebno upoštevati še kinetiko kemijskih reakcij nastanka vmesnih produktov zgorevanja skupaj z ohranitvenimi enacbami gibalne kolicine, energije in mase posameznih sestavin. Tako bi dobili sistem vecjega števila medsebojno odvisnih parcialnih diferencialnih enacb, katerih reševanje je možno izkljucno z uporabo ene izmed numericnih metod. Takšen pristop dejansko omogoca podrobnejšo analizo lokalnih pogojev nastanka toksicnih sestavin produktov zgorevanja in predstavlja veliko podporo pri tovrstnih eksperimentalnih raziskavah, katerih uporaba je še vedno nepogrešljiva .

113

2.5 Meteorologija in samocistilnost atmosfere Ko plini ali delci iz razlicnih virov vstopijo v atmosfero, se po njej razširjajo, kar imenujemo atmosferska disperzija. Pri tem je njihovo obnašanje prakticno nemogoce napovedati, saj nanje vplivajo zapleteni sistemi. To so predvsem parametri vira, vremenske razmere (meteorologija) in kemijski procesi v atmosferi. Na sliki 2.8 je casovni in prostorski obseg atmosferskih procesov, ki se nanašajo na prenos (transport), disperzijo (razpršitev) in odlaganje (depozicijo) onesnaženega zraka.

114

OBMOCJE VIŠINA

CAS DOGAJANJA

veliko Globalno 5000 kmglobalno 2-10 dni

obmocje2000 km

dolgi valovi, na katere vplivajo

celine gibanje 1-3 dni

mezo-αSinopticno

200 km

obmocja visokega in

nizkega

cikloni in vremenske

karte12-48 ur

mezo-β Regionalno20 km

celinski/ morski vetrovi

pritiska, vrtinci v mezoskali 2-12 ur

mezo-γMestno

2000 m

mestna cirkulacija

zraka

gibajoci se vrtinci 0,3 - 1 ure

mezo-δMestno

200 mprocesi gorski/ dolinski

vetrovi 1800 s

lokalno Lokalno20 m

lokalni zracni tokovi v mejni plasti

turbulence 2 m

dvig dima iz dimnika

gibanje v cestnih

kanjonih

Mikro

0turbulence 1 s

sekunde minute ure meseci CAS

tockasti in linijski izvori

klimatske spremembe

mestno onesnaženje: množica izvorov

razvoj sekundarnega odlaganja

prenos na velike razdalje

dnevi

Slika 2.7: Casovni in prostorski obseg atmosferskih procesov, ki se nanašajo na disperzijo, transport in depozicijo onesnaženega zraka

Meteorološki parametri, kot so hitrost in smer vetra, temperatura in relativna vlažnost zraka, padavine, oblacnost, soncno obsevanje ter zracni pritisk opredeljujejo vreme na dolocenem manjšem ali vecjem obmocju atmosfere in v dolocenem casu. Klima nekega kraja je opisana s pogostostjo raznih kombinacij meteoroloških vrednosti in njihovih zaporedij, ki se v naravi pojavljajo v posameznih obdobjih. V mestnih obmocjih so nad tlemi obicajno tri plasti zraka. Pritalna plast je od zemlje oddaljena do višine okoli 2 m. V njej so drugacne meteorološke in klimatske razmere kot v višjih plasteh. Najvecja aktivnost toplotne izmenjave je med zemljišcem in zrakom ravno v tej plasti. Aktivni absorpcijski sloj zemeljske površine deluje kot izvor toplote, vcasih pa kot izvor hladu, in vpliva na zrak, ki se te površine dotika. Ta plast je tudi glavni vir vodne pare, ki prihaja v atmosfero, potem vir prahu in raznih plinov, ki izhajajo iz Zemljine notranjosti, vsebuje tudi izpušne pline vozil in prah s cest. Druga plast zraka je do višine okoli 20 m in vsebuje dimne pline iz kurišc. Tretja plast zraka sega do višine 50 do 60 m, v katero se širi onesnažen zrak iz industrijskih virov. Vse te plasti skupno z atmosfero do višine okoli 2000 m se imenujejo atmosferska mejna plast. V njej so prisotne turbulence zaradi mehanskih ovir in termicnih aktivnostih, ki skrbijo za dobro mešanje zraka in s tem za redcenje škodljivih snovi. Višina mejne plasti je odvisna od razgibanosti Zemljine površine oziroma mestne strukture, vetrovnih razmer in vertikalnih temperaturnih gradientov. V dnevnem casu je ta plast višja, v nocnem casu pa se lahko skrci le na nekaj sto metrov. Ko se neka škodljiva snov pojavi v prizemni plasti atmosfere, kjer zrak služi življenju živih bitij, govorimo o onesnaženosti zraka ali o imisijskem stanju zraka. Identifikacija in meritve

115

kriticnih škodljivih snovi v tej plasti so nujni za oznacitev in razumevanje stanja okolja in njegovih sprememb. To dosežemo z ustrezno merilno mrežo, ki meri primarne in sekundarne onesnaževalce. Poznati je potrebno porazdelitev škodljivih snovi v kraju in casu, da bi lahko zaceli izvajati omilitvene ukrepe za doseganje standardov kakovosti zraka. Zato so potrebne rutinske in posebne meritve škodljivih snovi. Prve se opravljajo glede na zahteve posameznih nalog, obicajno v urejenih merilnih mrežah, so dolgotrajne in dajo pricakovane rezultate. Njihova natancnost je pogojena z izbrano merilno opremo in ni vprašljiva. Znani so nacini kalibracije opreme in validacije rezultatov. Posebne meritve, kot že ime samo pove, so sicer tudi namenjene doloceni nalogi, vendar je izbrana manj obicajna merilna oprema, katere zanesljivost in natancnost nista nujno vnaprej doloceni. Rezultati meritev, ki so redkokdaj kontinuirne in katerih zanesljivost in natancnost nista na visoki stopnji zaupanja, so povprecne vrednosti. Meritve onesnaženosti zraka so vedno dolocitve v obmocju analitike sledov (red velikosti 10-6 ÷ 10-9), zato zahtevajo specializirano analitsko opremo z visoko selektivnostjo, obcutljivostjo, natancnostjo in stabilnostjo. Za najpogostejše škodljive snovi v zraku, kot so NOx, O3 in VOC, je oprema komercialno dosegljiva na trgu, za specialne meritve, kot so dolocitev vsebnosti PAO v LD, so potrebne kombinacije modificiranih standardnih vzorcevalnih metod in specialnih analitskih metod. Rezultati meritev pri kontinuirnih ali avtomatskih meritvah so trenutne vrednosti, iz katerih tvorimo želene povprecne vrednosti: polurne, urne, osemurne, dnevne, sezonske in letne. Kot srednja koncentracija v kurilni sezoni je povprecje od 1. oktobra do 31. marca, kot povprecje v zimskem casu isto obdobje vendar v istem letu, kot srednja vrednost izven kurilne sezone, v poletnem casu ali v vegetacijski dobi pa preostali cas (1. april do 30. september). Dobra stran tovrstnih meritev so tudi, da je možno ugotavljati dnevne hode (to je potek koncentracij preko enega dneva) onesnaženosti s posamezno škodljivo snovjo. Vse to je izvedljivo, ce meritve potekajo daljše casovno obdobje in je za tvorbo povprecij na voljo ustrezno število veljavnih podatkov. Možni so razni nacini statisticne obdelave podatkov, od katerih se obicajno uporablja kumulativna porazdelitev, iz katere se dolocijo percentilne vrednosti. Pogoj za tovrstne meritve je tudi merilna oprema, ki omogoca shranjevanje in (naknadno ali takojšnjo) obdelavo množice podatkov. Ti se ne nanašajo le na rezultate meritev, temvec tudi na parametre delovanja opreme in zunanje dejavnike (na primer meteorološke razmere). Merilna oprema obicajno omogoca tudi sprotno preverjanje zanesljivosti delovanja s kalibracijo. Tovrstne meritve obicajno ne potrebujejo veliko upravljanja in vzdrževanja, saj je možno nadzorovati in nastavljati merilnike tudi na daljavo (»remote control«). Stanje tehnike že dalj casa omogoca izpolnjevanje vseh merilnih zahtev z monitorji za avtomatsko spremljanje onesnaženosti zraka, ki zagotavljajo zadostno število podatkov. Njihovo delovanje temelji na razlicnih fizikalnih principih, njihova glavna prednost pa je razen natancnosti, zanesljivosti in enostavnega vzdrževanja še prikaz trenutnih vrednosti koncentracij snovi v zraku. Sprotne rezultate meritev dodana racunalniška enota obdela in po želji tudi prenese na maticni racunalnik, kjer jih lahko dodatno obdelujemo, omogocena pa je tudi njihova predstavitev na spletnih straneh. Ce dajo meritve kot rezultat povprecno vrednost v daljšem merilnem obdobju (na primer dan ali mesec), nimamo podatkov o spreminjanju koncentracij v razlicnih dnevnih obdobjih in je precej težje ugotavljati vpliv posameznih virov onesnaževanja. Analiza vzorcev ne poteka na

116

merilnem mestu temvec v laboratoriju. Tak nacin meritve imenujemo tudi klasicen, saj je bil v redni in stalni uporabi, dokler niso bili na voljo avtomatski merilniki. Se pa v zadnjem casu tovrsten nacin meritev spet uveljavlja s tako imenovanimi pasivnimi vzorcevalniki, kjer meritev temelji na difuziji škodljive snovi v izbran medij. Kalibracija merilnih sklopov je zahtevnejša in vkljucuje tudi kalibracijo laboratorijske analitske opreme, potrebno je rednejše nadziranje in vzdrževanje. Prav tako se pri tovrstnih meritvah zahteva posluževanje oziroma menjavo filtrov, vzorcevalnikov ali adsorpcijskih raztopin. Natancnost meritev je odvisna od delovanja merilnika kot tudi izurjenosti osebja in natancnosti tehtanja oziroma kemicne dolocitve v laboratoriju. Oba zgoraj navedena nacina meritev sta glede na kraj vzorcenja tockasta. To pomeni, da poteka odvzem vzorca v tocki. Razen tega sta destruktivna, saj poteka neposredni zajem vzorcenega zraka, ki ga potem »analizirata« oziroma »precistita«. Drugacen nacin vzorcenja pa predstavlja linijska meritev, ko se ugotavlja povprecna koncentracija ene ali vec škodljivih snovi na doloceni razdalji. To je možno s svetlobnim žarkom, ki preseva zracno maso, ne da bi jo ocistil oziroma kakorkoli drugace prizadejal. Vse meritve dajo kot rezultat koncentracijo škodljive snovi, izraženo v številu molekul (ppm ali ppb), ki jo moramo predstaviti v masnih enotah (miligrami ali mikrogrami) na enoto volumna zraka (m3 ), kar preracunamo s posebnimi faktorji. Tako je na primer 1 ppm NO2 1,91 mg/m3 in 1 ppb O3 2,00 µg/m3. Samocistilno sposobnost atmosfere izkorišcamo v vseh primerih onesnaženja, kjer niso uporabljeni postopki izlocanja necistoc na izvoru, bodisi zaradi lokalne nepomembnosti emitirane kolicine škodljivih snovi ali pa zaradi predragih cistilnih postopkov. V takih primerih spušcamo dolocene kolicine škodljivih snovi neposredno v atmosfero. Na ucinkovitost naravnih procesov izlocanja necistoc iz atmosfere imajo zelo velik vpliv razni atmosferski pogoji. Lokalno samocistilno sposobnost atmosfere lahko bistveno povecamo z razredcenjem, kar pomeni, da moramo emitirane necistoce cim bolj enakomerno razpršiti v ozracje, kar pa zahteva dolocen tehnološki pristop. Atmosfersko razprševanje je nujno tudi v primerih izpustov ocišcenih izpušnih plinov, saj bi lahko imele velike koncentracije sicer neškodljivih spojin prav tako negativen vpliv predvsem na neposredno okolico izvora. Zato si bomo tehnologijo atmosferskega razprševanja pogledali malo bolj podrobno. Tehnologija atmosferskega razprševanja je zasnovana na poznavanju meteorologije, na osnovi katere moramo zbrati dovolj podatkov v zvezi s pricakovanim onesnaženjem, še posebno ce obstaja nevarnost onesnaženja nižjih slojev troposfere, kar je še posebnega pomena za dimenzioniranje dimnikov in izbiro lokacije njihove postavitve. Uporaba dimnikov je nujna v vseh primerih, kadar ni možno izpolnjevati pogojev naravnega razprševanja atmosferskih necistoc. Poznavanje meteorologije, kot vede o fizikalnih in kemijskih lastnostih atmosfere ter o vremenskih pojavih, je nujno potrebno pri reševanju problemov zracnega onesnaženja. V primeru proucevanja tehnologije razprševanja pa je še posebej pomembna t.i. mikro -meteorologija, ki zajema proucevanje manjših atmo sferskih podrocij v našem primeru v okolici dimnika. Zracni tokovi v obliki vetra so samo eden izmed mnogih vplivnih faktorjev, ki vplivajo na razprševanje necistoc v atmosfero.

117

STABILNA ATMOSFERA

POD

ADIA

BATS

KA SP

REM

EMBA

INVERZIJA

IZO

TER

MA

NASICENA ADIABATSKA SPREMEM

BA

SUHA ADIABATSKA SPREMEMBA

NAD ADIABATSKA SPREMEMBA

NES

TAB

ILN

AA

TM

OSF

ER

A

-3 -2 -1 0 1 2 3 40

100

200

300

400

500

VIŠ

INA

[m]

SPREMEMBA TEMPERATURE [C]o

-4

Slika 2.8: Karakteristicne spremembe temperature z višino na osnovi katerih dolocamo stabilnost atmosfere

Prenos necistoc, ki se odvija v atmosferi lahko delimo na vertikalni in horizontalni, njuna kombinacija pa omogoca transport necistoc v razlicnih smereh, kar je mocno pogojeno s stabilnostjo atmosfere, ki je definirana s poljem termodinamicnih velicin. Pomemben dejavnik pri prenosu necistoc v vertikalni smeri je višinska sprememba temperature. Stabilnost atmosfere se v tem primeru kaže v zaviranju oziroma pospeševanju vertikalnega toka zracnih mas navzgor ali navzdol, na osnovi cesar proucujemo možnosti vertikalnega transporta atmosferskih necistoc. Pri toku zraka navzgor prihaja v vecini primerov do njegove ekspanzije in ohlajanja. Pri adiabatskem stanju je padec temperature z višino v troposferi približno 1 °C na vsakih 100 m višine. To spremembo imenujemo adiabatska višinska sprememba temperature ali suha adiabatska temperaturna sprememba (zrak brez vsebnosti vlage), kar predstavlja le nek fiktivni višinski temperaturni profil, ki služi zgolj za primerjavo. S primerjanjem dejanskega višinskega temperaturnega profila v atmosferi z adiabatskim dolocamo razlicne primere atmosferske stabilnosti. Na sliki 2.9 so prikazane osnovne spremembe, na osnovi katerih lahko definiramo stabilnost atmosfere. Nestabilna ali nad adiabatska stanja nastopijo, ko temperatura ozracja z oddaljenostjo od zemlje pada (analiziramo nižje plasti troposfere) z vecjim gradientom od 1 °C/100 m. Takšno stanje je znacilno za vedre soncne dni, pri cemer nastopajo intenzivni zracni tokovi v vertikalni smeri, ki težijo k doseganju cim vecje višine. V tem primeru so zracne necistoce, ki zapušcajo dimnik razpršene pod velikim kotom, tako da lahko pride na nekaterih mestih do njihovega dotika z zemljo in objekti v okolici dimnika.

118

Stabilna ali pod adiabatska stanja nastopajo takrat, ko je padec temperature z višino manjši od 1 °C/100 m. V tem primeru se gibajo zracne mase v vertikalni smeri z obcasno tendenco vracanja v prvotni položaj. Pri takšnem gibanju zracne mase prenašajo necistoce emitirane iz dimnika do dolocene višine kjer se potem horizontalno razpršijo. To ima za posledico male koncentracije necistoc pri zemlji in v okolici izvora (dimnika), ceprav lahko pride do zadrževanja velikih koncentracij necistoc v višjih plasteh ozracja. Lahko se zgodi, da je sprememba temperature z višino enaka adiabatski spremembi, kar je obicajno za vremenske razmere z mocnimi vetrovi in oblacnostjo. V takšnih razmerah zracne mase v okolici dimnika nimajo tendence vertikalnega gibanja. Razprševanje necistoc je enakomerno v obliki stožca in v nižjih plasteh ozracja je koncentracija polutantov na razlicnih mestih izenacena. Obicajno pod stabilnim atmosferskim stanjem razumemo pod adiabatske razmere, toda atmosfera je lahko stabilna tudi v nekaterih drugih primerih. To so primeri, ko v doloceni plasti ozracja temperatura z višino raste, kar imenujemo tudi obrnjena ali inverzna temperaturna sprememba, plast v kateri prihaja do teh sprememb pa inverzna plast. Inverzne plasti onemogocajo kakršno koli termicno pogojeno vertikalno gibanje zracnih mas s tem pa preprecujejo razprševanje emitiranih necistoc v vertikalni smeri. Takšni sloji lahko nastajajo na razlicnih višinah in na vec nacinov: • kot t.i. površinska inverzija ali inverzija zaradi zemeljskega infrardecega sevanja. Inverzna

plast nastane ponoci kot posledica hitrejšega ohlajanja zemlje od zraka, kar povzroca hladnejši zrak v nižjih plasteh blizu zemlje, medtem ko bolj oddaljenih zracnih plasti temperaturna sprememba ne doseže. Megla ali nizka oblacnost v jutranjih urah sta tipicna primera površinske inverzije;

• s prodiranjem hladnega zraka iz višjih plasti v nižje. Primer prodiranja hladnega zraka v toku noci iz hribov v doline, pri cemer pride do izpodrivanja toplih zracnih mas v višje ležece plasti;

• v primeru toka hladnega zraka iznad morskih površin k plastem toplega ozracja nad kopnim.

Pri tem je potrebno poudariti, da je osnovni pogoj vzdrževanja kakor koli nastalega inverznega atmosferskega stanja brezvetrje. Ce povzamemo, stabilna atmosfera torej zavira, nestabilna pa pospešuje transport atmosferskih necistoc v vertikalni smeri. Horizontalni transport zracnih necistoc je funkcija vetrov, intenzitete turbulence zracnih mas in topografije. Zracno gibanje je posledica razlik v atmosferskem tlaku na razlicnih mestih zemlje. Hitrost vetrov se spreminja z oddaljenostjo od zemeljske površine in v odvisnosti od topografije terena. Pri izbiri mesta postavitve potencialnega izvora atmosferskega onesnaženja (termoelektrarne, toplarne, tovarne,...) je pomembno upoštevati t.i. diagrame rože vetrov, ki so za vsa vecja naselja dosegljivi na hidrometeoroloških zavodih. Na osnovi opazovanja razprševanja dima (ki zapušca dimnik), v okoliškem zraku je ugotovljeno, da je stopnja razprševanja v najvecji meri odvisna od hitrosti vetra, vertikalnega temperaturnega gradienta in turbulentne strukture vetra.Glede na obliko razprševanja locimo šest osnovnih tipov razprševanja pri razlicnih atmosferskih stanjih, prikazanih na sliki 2.10.

119

Slika 2.9: Osnovni tipi razprševanja necistoc iz dimnika

H

T

brez inverzije (mocan veter)

1-tip

H

T

5-tip

inverzija

H

T

brez inverzije

2-tip

H

T

popolna inverzija

3-tip

T

H 6-tip

inverzija

suha adiabatna sprememba temperature z višino

dejanska sprememba temperature z višino

H

T

4-tip

inverzija

120

Prvi tip razprševanja nastaja pri nad adiabatni spremembi, bocnem vetru in soncnem sevanju, pri cemer nastajajo vrtincna gibanja zracnih tokov, medtem ko v nižjih plasteh, pri zemlji, vlada relativna temperaturna nestabilnost. V takšnih primerih lahko veliki vrtinci prinašajo necistoce do zemeljske površine. Drugi tip nastaja, ko je vertikalni temperaturni gradient med vrednostmi pri suhi adiabatni in izotermicni spremembi, pri cemer je ozracje zelo stabilno, piha pa bocni veter. Prihaja pa do manjšega prepletanja vertikalnega in horizontalnega gibanja zracnih tokov. V primeru inverzije, ko temperatura z višino narašca, nastopa tretji tip. Razprševanje poteka v horizontalni smeri (zaradi pihanja vetra) brez vertikalnega mešanja zracnih tokov. Ta tip razprševanja je zelo pogost preko noci z blagim vetrom in vedrim nebom. Cetrti tip nastaja v primeru stabilnega atmosferskega stanja v nižjih plasteh ozracja, nad njimi pa vlada nad adiabatna sprememba stanja. Pogost pojav v pred vecernih urah in dim v nobenem primeru ne more prodreti v nižje plasti pri zemlji. Kadar je atmosfersko stanje v nižjih plasteh pri zemlji nestabilno (nad adiabatno), nad njimi pa je izoblikovana inverzna plast, nastopa peti tip razprševanja necistoc iz dimnikov. Nad adiabatske razmere v plasteh pri zemlji so posledica soncnega sevanja. Ta tip je znacilen za zgodnje jutranje ure po mirni noci, pri blagem vetru in vedrem nebu. Šesti tip je podoben predhodnemu, ker se razprševanje odvija pod inverzno plastjo, pri cemer se dim po doloceni oddaljenosti od dimnika stika z zemeljsko površino, medtem ko je bil to v prejšnjem primeru samo obcasen pojav.

2.5.1 Efektivna višina dimnika V splošnem primeru topli dimni plini po izstopu iz dimnika, zaradi vzgonskih sil nadaljujejo pot v vertikalni smeri do dolocene višine, kjer se razpršijo v horizontalni smeri. To vertikalno pot dimnih plinov od dimnika obicajno imenuje mo višina termicnega gibanja dimnih plinov in jo oznacimo z ∆h. V nekaterih primerih se lahko zgodi, da dimnimi plini takoj po izstopu iz dimnika nadaljujejo pot vertikalno navzdol, kar zmanjšuje efektivno višino dimnika. Efektivna višina dimnika je torej podana z izrazom hhH ∆±= , (en. 2.45)

121

kjer je h geometrijska višina dimnika. Upoštevanje plusa oziroma minusa je pojasnjeno s sliko 2.11.

Slika 2.10: Efektivna višina dimnika V tabeli 2.10 imajo posamezne oznake naslednji pomen: d [m] ...........................notranji premer dimnika, υ [m/s]........................hitrost iztekanja dimnih plinov iz dimnika, p [mbar]......................atmosferski tlak, Q [kW] .......................moc kurišca, ∆T = T - Tz [K] ........temperaturna razlika med temperaturo dimnih plinov v dimniku in

temperaturo okoliškega zraka, ∆θ/∆z [K/m] ..............vertikalni temperaturni gradient. Tabela 2.7: Izrazi za izracun termicne višine gibanja dimnih plinov

Št. Avtor oz. stanje atmosfere Izraz za ∆h [m]

1 Holland

∆×+ −

TdTp

ud 31068,25,1υ

2 Stumke

∆+ 43654,1

1TT

ddu

υ

h

∆h

∆h

h

H

H

karakteristicna dolžina za analizo

karakteristicna dolžina za analizo

H=h+∆h H=h-∆h

122

3 Concawe 1

7,0

58,0

12,1u

Q

4 Concawe 2

75,0

7,2u

Q

5 Lucas, Moore in Spurr

uQ 25,0

4,94

6 Rauch

uQ 25,0

33

7 Stone in Clark ( )75,0

25,0119,085,72

uQh+

8 Davidson in Bryant

∆

+

TTu

d 14,1

υ

9 SAE - Society of American Engineers 4,1

ud

υ

10 SAE - za nevtralno in nestabilno atmosfero

336,1

u

Q

11 SAE - za stabilno atmosfero 3/1

417,0

∆∆ zguTQ z

θ

12 Moses in Karson - nestabilna atmosfera uQ

ud 62,2029,0 +− υ

13 Moses in Karson - stabilna atmosfera u

Qu

d 23,204,1 +− υ

2.5.2 Koncentracije necistoc razpršenih iz dimnika - disperzija Za izracun koncentracij necistoc razpršenih iz dimnikov obstaja veliko število izrazov oziroma modelov, ki v splošnem predstavljajo matematicen opis meteoroloških prenosnih pojavov in disperzije polutantov. To so formule številnih avtorjev, Suttona, Bosanqueta, Pearsona, Cramerja, Pasquilla, Gifforda in drugih. Vse formulacije so izpeljane iz dolocenih predpostavk, pri cemer je osnovnega pomena predpostavljanje zakonitosti porazdelitve necistoc po izstopu iz dimnika.

123

Smer

vet

ra u

Hh

y

x

z

zz

y x

∆h

0

Slika 2.11: Gaussova porazdelitev necistoc v vertikalni in horizontalni smeri

Najbolj pogosto uporabljena predpostavka o krajevni porazedlitvi koncentracije necistoc je Gaussova porazdelitev v vertikalni in horizontalni smeri, kot je prikazano na sliki 2.12. Imisijske koncentracije lahko dolocimo tudi z matematicnimi modeli širjenja onesnaženosti zraka, ki predstavljajo približek dejanskega obnašanja škodljivih snovi v atmosferi. Vsak disperzijski model je v splošnem matematicna simulacija kemije in fizike atmo sfere. Modeli obicajno temeljijo na enacbi ohranitve mase. Zato, da bi ustrezno opisali transport in difuzijo, ti modeli koristno uporabijo meteorološke spremenljivke, ki jih tvorijo meteorološki modeli. Vkljucevanje dolocenega števila škodljivih snovi v disperzijski model zahteva enako število kontinuitetnih enacb, ki jih je potrebno rešiti. Ta vrsta nelinearnih enacb se lahko reši skupaj z enacbami atmosferskega gibanja ali loceno, z uporabo njihovih rezultatov. Rešitve so lahko matematicne enacbe, ki dolocajo izvorne emisije, kemicne kineticne enacbe in difuzijske enacbe z meteorološkimi parametri. Modelira se lahko tudi z drugimi tehnikami: numericno (reševanje enacb za ohranitev mase, energije in momenta v treh dimenzijah), statisticno, empiricno ali fizikalno (poskusi v vetrovniku). Najbolj uporabljeni model za ugotavljanje kakovosti zraka, ki je nezahteven in komercialno uporaben po vsem svetu glede na zahteve predpisov (EPA ZDA, TA Luft Nemcija), je Gaussov disperzijski model dimne zavese. Opisuje vertikalno in precno disperzijo enega vira pod znanimi pogoji emitiranja. Ta model je uporaben tudi za vec virov, vendar je potrebno reševati vsakega posebej. Uporablja se za dolocitev kakovosti zraka v okolici tockastih, linijskih in površinskih virov, ki emitirajo škodljive pline, aerosole in prah. Rezultat so lahko srednje letne, mesecne, dnevne, vecurne ali urne koncentracije v izbrani tocki, ki je tudi do 20 km oddaljena od vira.

124

Model simulira proces redcenja in transporta emitirane snovi in zahteva poznavanje podatkov o viru (emisijski podatki) in meteoroloških velicin. Za vir moramo poznati njegove fizicne parametre (na primer višina dimnika) in lastnosti dimnih plinov: temperatura in hitrost na izstopu v atmosfero, sestava dimnih plinov s koncentracijami ali emitiranimi kolicinami posameznih škodljivih snovi. Meteorološki podatki niso podani le s hitrostjo in smerjo vetra ter temperaturo zunanjega zraka, temvec tudi s podatki o stabilnosti atmosfere. Model je najuporabnejši za nereaktivne polutante in privzame nekatere domneve: ni spremembe smeri in hitrosti vetra med širjenjem polutanta od vira do sprejemnika, disperzija se ne pojavlja v smeri vetra, temvec samo v precni in vertikalni smeri, disperzija je stohasticna in opisana z Gaussovo ali normalno porazdelitvijo, kot jo poznamo iz statistike. Koncentracija [Xi] (x, y, z, H) razpršenih plinov ali delcev (premera manjšega od 20 µm) iz dimnika efektivne višine H je v poljubni tocki podana npr. s formulo Suttona

[ ]( ) ( )

( )

+−+

−−

−=

−

−−

nz

nz

nyzy

ii

xDHz

xDHz

xDy

uDDE

HzyxX

22

2

22

2

22

2

exp

expexp,,,π

, (en. 2.46)

kjer je Ei indeks casovne emisije dolocene necistoce, Dy in Dz sta koeficienta difuzije v y in z smeri, n pa predstavlja indeks turbulence. Izraz (2.47) je izpeljan na osnovi naslednjih predpostavk: • hitrost vetra in difuzijski koeficienti so konstantni, • hitrostni profil vetra je dolocen z izrazom:

( )n

n

ii z

zuu−

=

2. (en. 2.47)

Za tocko (x,y,0), t.j. pri zemlji lahko zapišemo formulo (2.47) v nekoliko skrceni obliki

[ ]( )

+−=

− 2

2

2

2

221exp,0,,

zyn

zy

ii D

HDy

xuDDEHyxX

π, (en. 2.48)

pri cemer je maksimalna koncentracija v tocki (x,0,0)

( )n

zDHxx

−

==

21

2

2

max . (en. 2.49)

Maksimalno koncentracijo necis toc dobimo z vstavljanjem izraza (2.50) v (2.49), pri cemer upoštevamo še y=0

125

[ ]( )euHD

DEHxX

y

zii 22max

2,0,0,

π= . (en. 2.50)

Koeficienti difuzij in indeks turbulence so podani v literaturi. Namen zapisanih izrazov je v ilustraciji odvisnosti koncentracij atmosferskih necistoc od posameznih parametrov geometrije, narave zracnih tokov in prenosa snovi. Za izracun razpršenih koncentracij necistoc iz dimnika se zelo pogosto uporablja formula Pasquilla in Gifforda

[ ]( ) ( )

( ) ,2

exp

2exp

2exp

2,,,

2

2

2

2

2

2

+−+

−−

−=

z

zyzy

ii

Hz

HzyEHzyxX

σ

σσσσπ (en. 2.51)

ki je izpeljana na osnovi (2.47), pri cemer sta koeficienta difuzije nadomešcena s koeficientoma standardne deviacije v horizontalni σy in vertikalni smeri σz, kar pomeni, da je mogoce kolikor toliko natancno izracunati koncentracijo razpršenih necistoc iz dimnika le na osnovi statisticnega pristopa. Upoštevaje z = 0 v enacbi (2.52) dobimo izraz za izracun koncentracije polutantov pri zemlji, kar je kljucnega pomena pri vrednotenju vpliva lokalnega izvora na njegovo neposredno okolico

[ ]( )

+−=

2

2

2

2

21exp,0,,

zyzy

ii

Hyu

EHyxXσσσσπ

, (en. 2.52)

koncentracija v x smeri pri zemlji pa je

[ ]( )

−=

2

2

2exp,0,0,

zzy

ii

Hu

EHxX

σσσπ. (en. 2.53)

V primeru površinskega zgorevanja se izraz (2.54) še poenostavi, ker velja H=0

[ ]( )u

ExX

zy

ii σσπ

=0,0, . (en. 2.54)

Vrednosti koeficientov standardne deviacije σy in σz sta poleg oddaljenosti od izvora v veliki meri odvisna tudi od stabilnosti atmosfere. Vrednosti obeh koeficientov za prakticno uporabo dolocimo s pomocjo diagramov na slikah 2.11 in 2.12, pri cemer si pomagamo s tabelo 2.11 ki karakterizira posamezne tipe atmosferske stabilnosti. Tip atmosferske stabilnosti izberemo v odvisnosti od hitrosti vetra, intenzivnosti soncnega sevanja in upoštevanja dnevne oziroma nocne emisije.

126

Tabela 2.8: Tipi atmosferske stabilnosti po Pasquillu

dan

intenziteta soncnega sevanja noc

hitrost površinskega vetra u [m/s]

velika

srednja

nizka

pretežno oblacno

pretežno

jasno < 2 A A-B B - - 2 A-B B C E F 4 B B-C C D E 6 C C-D D D D

>6 C D D D D

V tabeli imajo posamezne crke naslednji pomen: A - ekstremno nestabilna D - nevtralna B - srednje nestabilna E - rahlo stabilna C - rahlo nestabilna F - srednje stabilna Maksimalna koncentracija pri tleh se pojavi pri σz = 0,707H, poleg tega pa je v x smeri konstantno tudi razmerje σz/σy.

127

Slika 2.12: Koeficient standardne deviacije σy v odvisnosti od oddaljenosti od dimnika in tipa atmosferske stabilnosti

128

Slika 2.13: Koeficient standardne deviacije σz v odvisnosti od oddaljenosti od dimnika in tipa atmosferske stabilnosti

129

2.6 Naprave za cišcenje odpadnih plinov Zaradi nenehnega narašcanja globalne imisije atmosferskih necistoc, razprševanje s pomocjo dimnikov in podobnih sistemov, ki temeljijo izkljucno na samocistilni sposobnosti atmosfere, žal ne omogoca doseganje sodobnih kriterijev cistosti ozracja. Zato je potrebno uvesti intenzivno kontrolo individualnih izvorov onesnaženja in s pomocjo najprimernejših postopkov in naprav iz odpadnih plinov oziroma onesnaženega zraka izlociti na tem mestu nastale necistoce v najvecji možni meri. Skratka zadovoljiti moramo predpise maksimalno dovoljenih koncentracij posameznih necistoc. V razvitem svetu so danes izdelani zelo strogi predpisi in dolocila o najvecjih dovoljenih kolicinah necistoc v izpušnih plinih in se nanašajo na specificno vrsto izvora. Zelo znani so na primer z strogi predpisi o dovoljeni emisiji vozil na motorni pogon, katerih izvajanje pa ni odvisno od lokalnega stanja ozracja ampak veljajo splošno na celotnem podrocju veljavnosti sporazuma, ki obicajno obsega vec držav hkrati. V ta namen je potreben nenehen razvoj novih in posodabljanje že obstojecih cistilnih postopkov in naprav. Naprave za cišcenje zraka predstavljajo sisteme in postopke izlocanja necistoc iz onesnaženega zraka oziroma odpadnih plinov na mestih njihovega izvora. Razdelitev sistemov in naprav izlocanja zracnih necistoc je mogoce razdeliti na vec nacinov.

A) Razdelitev cistilnih naprav glede na agregatno stanje necistoc

∗ naprave za izlocanje plinastih necistoc, ∗ naprave za izlocanje delcev (trdih in kapljevitih).

B) Neodvisno od oblike necistoc v zraku je cistilne naprave mogoce deliti na:

∗ suhe, ∗ vlažne.

C) Z napravami za cišcenje zraka je možno izlocanje necistoc na osnovi

∗ fizikalnih postopkov, ∗ kemijskih postopkov, ∗ fizikalno-kemijskih postopkov.

D) Razdelitev naprav za izlocanje necistoc v obliki delcev lahko izvedemo glede sil na osnovi katerih poteka izlocanje delcev in sicer:

∗ usedalne komore (gravitacijske sile), ∗ ciklonske naprave (centrifugalne sile), ∗ filtri (vztrajnostne sile, zadrževanje in difuzija), ∗ elektro filtri (elektrostaticne sile).

Poleg navedenih sil, v oklepajih, pri posameznih tipih cistilne naprave je prisotno delovanje tudi drugih sil, vendar v znatno manjši meri. Tako je na primer v sedimentacijskih komorah najvecji vpliv delovanj gravitacijskih sil, pojavlja pa se tudi ucinek centrifugalnih, vztrajnostnih in drugih sil.

130

E) Naprave za izlocanje plinastih necistoc iz odpadnih plinov je možno deliti glede na postopek izlocanja polutantov na

∗ absorpcijske, ∗ adsorpcijske, ∗ zgorevalne, ∗ kondenzacijske.

2.7 Cistilne naprave za izlocanje delcev iz odpadnih plinov

2.7.1 Cistilne naprave na osnovi delovanja gravitacijskih, vztrajnostnih in centrifugalnih sil, centrifugiranja in udarjanja delcev v ovire

2.7.1.1 Gravitacijske komore Delovanje gravitacijskih sil na delce v smislu njihovega izlocanja iz dimnih plinov (usedanja) je teoreticno zelo enostavno, pa vendarle ni doživelo široke uporabnosti na podrocju cišcenja zraka. Razlogov zato je vec, hitrost pretoka onesnaženega zraka z delci skozi cistilno napravo mora biti zelo mala (približno laminarne tokovne razmere), da lahko gravitacijske sile posameznih delcev premagajo vztrajnostne sile in s tem povzrocijo usedanje delcev. Nizke vrednosti pretocnih hitrosti narekujejo velike dimenzije izlocevalnih komor, pri obicajno velikih vrednostih pretokov zraka, zato je gravitacijska metoda cišcenja onesnaženega zraka primerna za izlocanje delcev vecjih premerov. S tega stališca je smiselno dolociti minimalni premer delca, ki ga je pri danih pogojih in geometriji gravitacijske komore še moc izlociti iz zraka. Pri tem predpostavimo 100 % izkoristek izlocanja, kar pomeni, da se na poti od vstopa v komoro in do izstopa izlocijo vsi delci. Tako je cas potovanja v horizontalni smeri komore enak casu posedanja delcev v njeni vertikalni smeri

LH

t hd υυ== , (en. 2.55)

kjer je υd hitrost posedanja delcev, H in L višina in dolžina komore ter υh horizontalna hitrost gibanja zraka skozi komoro. Z uporabo Stokesove enacbe za hitrost posedanja delcev (1.43) dobimo ob upoštevanju laminarnih tokovnih razmer in idealne sfericne oblike delcev (φ = 1) naslednjo enacbo hitrosti posedanja delcev v gravitacijski komori

( )

ηρρ

υ18

2dg zrd

−= , (en. 2.56)

kjer je ρ gostota delcev. Z vstavljanjem enacbe (2.57) v (2.56)

( )

ηρρυ

18

2dgLH zrh −

= (en. 2.57)

131

izpeljemo izraz za dolocitev minimalnega premera delcev ki bodo, pri laminarnih tokovnih razmerah in dani geometriji padli na dno gravitacijske komore

( )zr

h

LgHdρρ

υη−

= 18min . (en. 2.58)

V primeru velike gostote delcev je gostota zraka zanemarljiva in jo lahko v enacbi (2.59) opustimo. V praksi obstaja veliko število konstrukcij gravitacijskih komor za izlocanje delcev iz zraka razlicnih premerov. Najenostavnejša konstrukcija gravitacijske komore za izlocanje delcev premera vecjega od 50 µm je prikazana na sliki 2.15.

Slika 2.14: Enostavna gravitacijska komora

Howardova gravitacijska komora, ki je shematsko prikazana na sliki 2.16, je sestavljena iz vecjega števila horizontalno postavljenih plošc na katerih se usedajo delci. S tako konstrukcijo je možno na relativno enostaven nacin zagotoviti zelo dobre pogoje (laminarni tok) izlocanja delcev tudi manjših premerov (> 10 µm). Minimalni premer delcev, ki bodo v celoti sedli na plošce je odvisen od števila horizontalno postavljenih plošc n

( )nLgHd

zr

h

ρρυη−

= 18min . (en. 2.59)

izstop cistega zraka

vstop onesnaženega zraka z delci

smer izlocanja delcev

132

Slika 2.15: Howardov tip gravitacijske usedalne komore Na splošno velja, da so gravitacijske usedalne komore za izlocanje delcev iz zraka po konstrukciji in delovanju zelo enostavne, vendar zahtevajo velik prostor za njihovo namestitev poleg tega pa je njihova ucinkovitost relativno nizka še posebno v primeru izlocanja delcev manjših premerov.

2.7.1.2 Vztrajnostni kolektorji To so naprave za izlocanje delcev iz zraka na osnovi vztrajnostnih sil. Z postavljanjem ovir razlicnih oblik vplivamo na hitro spremembo smeri zracnega toka. Delci zaradi svoje vztrajnostni ne morejo slediti tako hitrim spremembam smeri toka zato udarijo ob oviro in ob njej zdrsnejo v zbiralnik. Oblika ovir je odvisna predvsem od vrste delcev (trdo, kapljevito) in seveda od njihovega premera. Na sliki 2.17 je prikazan eden izmed mnogih tipov ovir za izlocanje trdih delcev (t.i. dvojni u). Ovire se postavljajo v vec vrstah, kar ima za posledico na eni strani nezaželeni padec tlaka, po drugi strani pa vecji ucinek izlocanja delcev. V praksi obstaja veliko število oblikovno razlicnih ovir za izlocanje delcev iz onesnaženega zraka. Tovrstne naprave so konstrukcijsko izredno enostavne in ucinkovite. Z njimi je moc izlociti tudi delce manjših dimenzij, uporabit pa jih je možno tudi v primeru cišcenja vrocih plinov, saj so ovire vecinoma narejene iz jekla. V to skupino spadajo tudi izlocevalne naprave z hitro spremembo smeri toka plinov, ki jo lahko dosežemo z usmerjanjem plinov skozi razne žaluzije. Žaluzije so primerne za izlocanje prašnih delcev razlicnih velikosti. Cistilne naprave z preusmeritvijo toka za vec kot 180o se uporabljajo predvsem za izlocanje delcev mineralnega izvora (pesek) dimenzij vecjih od 100 µm, obicajno jih imenujemo kar ventilatorski kolektorji. Odlikuje jih predvsem njihova velika zmogljivost, zato jih uporabljamo tudi kot t.i. pred izlocevalce. Ceprav poteka izlocanje delcev v ventilatorskih kolektorjih skoraj izkljucno pod vplivom centrifugalnih sil je sam tok plinov oziroma zraka izredno kompleksen in zelo težaven za teoreticna proucevanja.

vstop onesnaženega zraka z delci

izstop cistega zraka

133

Slika 2.16: Ovire za izlocanje delcev v trdnem agregatnem stanju

2.7.1.3 Cikloni

Za tovrstne cistilne naprave obstaja vec imen: centrifugalni odvajalec praha, ciklonski kolektor, ciklonski separator, najbolj pogosto uporabljeno ime pa je kar ciklon. Glede na to, da je primarna sila izlocanja delcev centrifugalna sila spada v skupino centrifugalnih kolektorjev. Cikloni so zaradi enostavne konstrukcije, nizke cene in visoke stopnje ucinkovitosti najbolj razširjeni na podrocju izlocanja predvsem vecjih delcev iz plinov, po vecini pa so namenjeni za izlocanje trdnih delcev. Ciklonski kolektor, kot je shematsko prikazan na sliki 2.15, je sestavljen iz cilindricnega plašca, stožcastega dela, lijaka za prah in vstopnega dela, kjer je zagotovljen tangencialni vstop s trdnimi delci onesnaženih plinov. Zaradi spiralnega gibanja plinov, ki je posledica geometrije ciklona, se pojavijo centrifugalne sile, ki delujejo na delce tako, da ne morejo slediti toku plinov in udarjajo v steno ciklona ter drsijo v lijak za zbiranje delcev oziroma praha. Ucinkovitost izlocanja delcev v ciklonu je odvisna predvsem od velikosti centrifugalnih sil delujocih na delce, vecja kot je centrifugalna sila vecja je ucinkovitost izlocanja delcev in manjše delce je moc izlocati. V ciklonu generirana centrifugalna sila je odvisna od mase posameznega delca m, kotne hitrosti glede na središcno os ciklona in oddaljenosti delca od središcne osi

R

mrmF tc

22 υ

ω == , (en. 2.60)

kjer je υt tangencialna hitrost delcev in R polmer ciklona. Iz enacbe (2.61) je razvidno, da je ucinkovitost ciklona moc povecati z zmanjšanjem njegovega polmera. Vecji premer ciklona omogoca veliko stopnjo izlocanja za delce velikosti od 40 do 50 µm. Cikloni manjših premerov manjših od 23 cm, imenujemo jih tudi visoko-zmogljivi cikloni, so zelo ucinkoviti pri izlocanju delcev od 15 do 20 µm. Kolikor so plini onesnaženi z delci, ki se mocno razlikujejo po velikosti, je potrebno vec ciklonov razlicnih premerov vezati zaporedno, tako da omogocimo postopno izlocanje delcev razlicnih velikosti. Cikloni malih dimenzij imajo nekatere pomanjkljivosti, ki pa so pri vecjih ciklonih zanemarljive: npr. bolj so izpostavljeni obrabi

134

(abrazija), v kolikor so v dimnih plinih prisotni kovinski delci le-ti lahko povzrocijo iskrenje ob dotiku s kovinskim plašcem ciklona, ki lahko povzroci vžig eventualno prisotnih vnetljivih snovi, kar lahko ima velike posledice za sam ciklon in njegovo okolico.

b

D

D1

h

L3

L1

L2

D2

Slika 2.17: Standardne dimenzije ciklonov glede na izbrani premer plašca

Ciklone obicajno gradimo na osnovi standardnih dimenzij v odvisnosti od premera ciklona, kot je prikazano na sliki 2.18. Dolocitev ucinkovitosti izlocevanja delcev glede na njihovo velikost, pri ciklonih ni tako enostavna kot v primeru gravitacijskih komor. Sto odstotno bodo izloceni le dovolj veliki delci, zato za referencno velikost delcev izberemo tiste delce, ki bodo 50 odstotno izloceni na osnovi njihove mase. Velikost teh delcev dolocimo na osnovi empiricne enacbe po Lappleju

dieN

bdρυπ

µ2

950 = [m], (en. 2.61)

L DL D

L D

D D

h D

b D

D D

1

2

3

1

2

221812

1214

14

==

=

=

=

=

=

135

kjer je µ dinamicna viskoznost plina, b širina vstopne odprtine ciklona, Ne število efektivnih vrtljajev delcev v ciklonu (kar je zelo relativen in težko dolocljiv podatek), υi vstopna hitrost dimnih plinov oziroma onesnaženega zraka in ρd gostota delcev. Ucinkovitost izlocanja delcev vecjih in manjših premerov od d50 dolocimo na osnovi razmerja dejanskega premera delcev in premera d50 kot je prikazano na sliki 2.19.

0,1

0,2

0,30,4

0,5

1,0

0,3 0,4 0,5 0,7 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 7,0 10,0

Uci

nkov

itost

Relativna velikost delcev d/d5 0

Slika 2.18: Empiricno dolocena ucinkovitost izlocanja delcev v ciklonih standardnih dimenzij v odvisnosti od relativne velikosti delcev

Pri prakticni izbiri ciklonov moramo upoštevati predvsem naslednje parametre: • volumski pretok in temperaturo plinov oziroma onesnaženega zraka z delci, • sestavo plinov in karakteristike njihove zmesi, • koncentracijo delcev na vstopu v ciklon, • zahtevano stopnjo izlocanja delcev oziroma koncentracijo delcev na izstopu iz ciklona, • sestavo delcev in njihove fizikalne ter kemijske lastnosti, • tlak na vstopu v ciklon, • dovoljeni padec tlaka pri prehodu skozi ciklon, • razpoložljive dimenzije za vgradnjo.

2.7.2 Vlažni kolektorji V vlažnih kolektorjih v osnovi poteka transformacija plinaste suspenzije v kapljevito, kar je omogoceno z neposrednim stikom kapljic dodane kapljevine in delcev, ki jih nosi tok dimnih plinov. Tovrstni tipi kolektorjev se uporabljajo tudi pri izlocanju nekaterih plinastih sestavin iz

136

raznih plinov kemijske industrije, pri cemer se uporabljajo posebne kapljevine, ki omogocajo absorpcijo plinastih sestavin, ki jih želimo izlociti iz toka dimnih plinov. Proces izlocanja delcev z vlažnimi kolektorji poteka na osnovi zadrževanja delcev, ki jih zadržijo razpršene kapljice, kar je možno le v primeru, da so delci dosti manjši od velikosti kapljic. Kapljice, ki vsebujejo delce potem izlocimo enostavno s centrifugiranjem, saj so njihove dimenzije veliko vecje od delcev. Najbolj pogosto uporabljena kapljevina v vlažnih kolektorjih je voda. Najbolj naravna oblika izlocanja delcev na osnovi kapljic so naravne padavine. Pri tovrstnem procesu izlocanja delcev so najbolj pomembne vztrajnostne sile in sile zadrževanja, medtem ko je difuzija delcev zanemarljiva. Ucinkovitost izlocanja delcev iz dimnih plinov z vlažnimi kolektorji je v veliki meri odvisna od velikosti tlacnega padca pri pretoku dimnih plinov skozi kolektor, ki je odvisen od gostote prhe in velikosti vodnih kapljic. V splošnem pa potreben padec tlaka narekuje povprecna velikost delcev, ki jih želimo z vlažnim kolektorjem izlociti. Nizki tlacni padci so primerni za izlocanje nekoliko vecjih delcev, skladno z manjšanjem premera delcev necistoc mora tlacni padec v kolektorju narašcati, kar pomeni, da moramo povecati gostoto prhe. To dosežemo z boljšo atomizacijo vode ali druge ustrezne kapljevine tako, da zviš amo tlak vbrizgavanja. Ucinkovitost izlocanja delcev razlicnih velikosti v odvisnosti od tlacnega padca v vlažnem kolektorju nazorno prikazuje diagram na sliki 2.20. Cišcenje dimnih plinov s pomocjo vlažnih kolektorjev ima dolocene prednosti pred suhimi izlocevalci delcev, našteli bomo le nekaj najbolj ocitnih: • pri izlocanju delcev iz vrocih dimnih plinov, se le-ti primerno ohladijo, • v nekaterih primerih so vlažni kolektorji znatno manjših dimenzij kot izlocevalci suhega

tipa, • poleg izlocanja delcev prihaja tudi do izlocanja nekaterih agresivnih plinov, ki povzrocajo

korozijo kovin, • odlikuje jih tudi relativno nizka nabavna cena v primerjavi z ostalimi cistilnimi napravami. Seveda pa vlažni kolektorji niso brez pomanjkljivosti: • vecja možnost korozije, saj so vitalni deli vlažnega kolektorja v stalnem stiku z vlago, • velik problem predstavlja kapljevina, ki vsebuje izlocene delce, saj je potrebno kasneje te

delce izlociti tudi iz kapljevine, kar je možno obicajno izvesti z postopki sedimentacije, v primerih vecje onesnaženosti in koncentracije delcev škodljivega karakterja za okolje pa je potrebno uporabiti celoten tretman cišcenja odpadnih voda, kar celoten postopek izlocanja delcev bistveno podraži,

• neugoden hladilni ucinek dimnih plinov, kar lahko ima za posledico celo njihovo kondenzacijo v dimniku,

• v primeru uporabe pri nizkih okoliških temperaturah obstaja možnost zmrzovanja vode v kolektorju, s cimer je lahko proces izlocanja delcev popolnoma onemogocen.

137

0,1 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10

1020

3040506070

8090100

Uci

nek

izlo

canj

a [%

]

Velikost delcev [ m]µ

12-15 c

m v.st.,

p∆

25 cm v.st.,

p∆50 cm v.st.,

p∆25 cm

v.st., p∆

Slika 2.19: Ucinek izlocanja delcev z vlažnimi izlocevalci v odvisnosti

od premera delcev in tlacnega padca

Najbolj razširjene oblike konstrukcij vlažnih kolektorjev so vlažilni stolpi, vlažni kolektorji v obliki ciklonov in Ventourijevi kolektorji. Najcenejšo varianto predstavljajo vlažilni stolpi, ki jih je moc uporabiti za izlocanje plinov in delcev iz zraka. Na sliki 2.21 je shematsko prikazana enostavna konstrukcija takšnega kolektorja. Takšna konstrukcija omogoca ciš cenje velikih kolicin plinov pri relativno nizkih tlacnih padcih. Princip izlocanja delcev temelji na protitocnem gibanju plinov in vodne prhe, pri cemer vodne kapljice skupaj z delci padajo v zbiralnik na dno izlocevalnika. Vlažilni stolpi so najbolj primerni za izlocanje delcev do 10 µm, obstajajo pa tudi razlicne konstrukcijske izboljšave, ki omogocajo izlocevanje delcev manjših dimenzij. Ciklonski vlažilniki so po konstrukciji zelo podobni suhim ciklonskim separatorjem s to razliko, da imajo v sredini namešcene šobe skozi katere pod velikim pritiskom izhaja voda. Voda spira stene ciklona v katere udarjajo delci, ki zaradi velikih centrifugalnih sil ne morejo slediti toku plinov oziroma zraka. Prednost pred suhimi cikloni je v tem, da je z vlažilnimi cikloni moc izlocati delce dosti manjših premerov, kar omogoca zelo gosta vodna prha fine atomizacije.

138

Slika 2.20: Vlažni kolektor v obliki stolpa

2.7.3 Filtri iz tkanine Filtri iz tkanine so v uporabi že dolgo casa. Pretežno jih uporabljamo za izlocanje delcev iz zraka oziroma dimnih plinov v industrijskih postrojenjih. Do izlocanja delcev prihaja sled pretoka zraka skozi tkanino, ki zaradi gostega tkanja onemogoca prehod delcev. Pri tem je izrednega pomena parameter propustnosti filtra, ki karakterizira velikost delcev, ki lahko prehajajo skozi filtrsko tkanino. S preprostim razmišljanjem je moc zakljuciti, da je prepustnost delcev skozi filter, torej tistih delcev, ki jih z doloceno gostoto tkanja ni mogoce zadržati, najvecja za najmanjše delce in z narašcanjem velikosti delcev vedno manjša. Toda vec avtorjev je na osnovi eksperimentalnih proucevanj ugotovilo, da se pri delcih zelo malih dimenzij prepustnost zmanjša in da obstaja neka karakteristicna velikost delcev za katere velja najvecja stopnja prepustnosti, kot je prikazano na diagramu slike 2.22.

izstop cistega zraka

vstop onesnaženega

zraka

vstop vode

izlocevalec megle

vodna prha

139

Najvecje prepušcanjePr

epus

tnot

[%

]

Premer delcev [ m]µ Slika 2.21: Obicajna odvisnost prepustnosti delcev skozi filter iz tkanine

pri konstantni hitrosti pretoka dimnih plinov Ta pojav sta proucevala Thomas in Yoder, dolocala sta namrec propustnost delcev pri razlicnih hitrostih toka nosilnega plina delcev in prišla do diagrama prikazanega na sliki 2.23.

Prep

ustn

ot [

%]

Premer delcev [ m]µ Slika 2.22: Odvisnost stopnje prepustnosti delcev pri razlicnih hitrostih toka

Prav tako so eksperimentalno doloceni diagrami spremembe prepustnosti delcev za razlicne filtrske tkanine v odvisnosti od hitrosti toka nosilnega plina delcev. Na sliki 2.24 je prikazan eden takšnih diagramov za doloceno tkanino.

v1 = konst.

v2 = konst.

v3 = konst.

v1 > v2 > v3

140

Prep

ustn

ot [%

]

Hitrost toka [cm/s]

Slika 2.23: Stopnja prepustnosti v odvisnosti od hitrosti toka plinov z delci Iz diagrama na sliki 2.23 je razvidno, da nastopi najvecja prepustnost delcev pri tocno doloceni hitrosti toka nosilnega plina. S povecevanjem hitrosti se prepustnost zmanjšuje kot posledica vztrajnostnih sil, z zmanjševanjem hitrosti, pod hitrostjo najvecje prepustnosti se le-ta prav tako zmanjšuje, kar je posledica difuzije. Teorija in eksperimenti kažejo, da mora biti v cilju doseganja cim manjše prepustnosti oziroma cim vecje stopnje izlocanja delcev manjših od 4 µm, hitrost plinov cim manjša in sicer le nekaj cm/s. Pri toku plinov z delci skozi tkanino prihaja torej do izlocanja delcev na tkanini. Tkanina je obicajno zvita v obliki vrec v vec slojih. Cišcenje izlocenih delcev se vrši s tresenjem filtrskih vrec. Prvenstveno so filtri iz tkanine namenjeni za izlocanje delcev v trdem agregatnem stanju. Obicajni materiali filtrske tkanine so bombaž, volna, steklo in razna sinteticna vlakna. Pri izbiri tkanine je nujno potrebno poznati temperaturo plinov, njihove kemijske lastnosti in kolicino delcev vsebovanih v plinu. Najvec se uporablja bombažna tkanina, ki je primerna za izlocanje delcev od 15 do 20 µm. Vse pogosteje se uporabljajo steklena vlakna, ki so primerna za izlocanje delcev iz plinov višjih temperatur. Odvajanje praha iz tovrstnih filtrskih sistemov je v vecini primerov popolnoma avtomatizirano. Prah se zbira v posebnih zbiralnikih v obliki lijaka na dnu filtrskega ohišja od koder se transportira v posebne zabojnike, ki jih je možno zacasno skladišciti na zato posebej urejenem mestu. V koncni fazi pa prah s posebnimi postopki predelamo, tako da ga je možno trajno deponirati.

2.7.4 Elektrostaticni izlocevalci delcev (ESI) Za izlocanje delcev iz zraka ali plinov se zelo pogosto uporabljajo elektrostaticni kolektorji oziroma usedalniki, poenostavljeno jih imenujemo tudi elektrostaticni filtri. Princip izlocanje delcev s pomocjo ESI temelji na pretoku plinov ali zraka z delci skozi elektrostaticno polje.

141

Obstoj elektricnega polja je pogojen z aktivno in pasivno elektrodo. Aktivna elektroda je žica malega preseka z mnogo manjšo površino kot jo ima pasivna elektroda, ki je lahko izdelana v obliki plošce ali cevi. Razdalja med aktivno in pasivno elektrodo je le nekaj centimetrov. Obe elektrodi sta prikljuceni na izvor enosmernega toka visoke napetosti. Aktivna elektroda je v vecini primerov negativno naelektrena (katoda) pasivna pa pozitivno (anoda). Okoli aktivne elektrode, ki je obicajno narejena iz tanke žice se formira visoka elektricna poljska jakost, pri cemer nastopijo pogoji za samodejno razelektrenje. Zgodi se, da je elektricna poljska jakost okoli tanke žice (aktivne elektrode) vecja od prebojne jakosti, med tem ko se drugje še ne pojavlja. Prosti elektroni iz zraka v neposredni bližini aktivne elektrode se tako nahajajo v mocnem elektricnem polju in ionizirajo zracne molekule, pri cemer nastajajo tudi t.i. primarni elektroni. Vzbujene molekule sevajo znacilno škrlatno modrikasto svetlobo, ki obdaja tanke žice in jo imenujemo korona (Elijev ogenj). Razelektrenje se nadaljuje s sekundarno emisijo elektronov iz površine kovinske žice , vendar je omejeno na neposredno okolico aktivne elektrode. V splošnem locimo pozitivno in negativno korono, odvisno od elektricnega naboja aktivne elektrode. Vecina ESI-jev je z negativno aktivno elektrodo, pri cemer je aktualen nastanek negativne korone, za katero je znacilna visoka koncentracija elektronov, ki pri trkih z nevtralnimi molekulami lahko povzrocijo nastanek prej omenjenih ionov (kationov). Tako nastali ioni povzrocijo naelektritev delcev s predznakom naboja aktivne elektrode, ki jih privlaci pasivna elektroda nasprotnega predznaka. Delce s pasivne elektrode odstranimo s tresenjem (elektromagnetno, pnevmatsko, mehansko) ali spiranjem, odvisno od njihovega agregatnega stanja. Elektrostaticne izlocevalce lahko delimo na nizko-napetostne dvostopenjske in enostopenjske visokonapetostne enote. Nizkonapetostni izlocevalci obratujejo pri napetostih od 6000 do 12000 V in jih najpogosteje uporabljamo pri klimatizaciji, namenjeni pa so prvenstveno izlocanju kapljevitih delcev. Sestavljeni so iz locenega ionizirajocega dela, ki je namešcen pred vzporedno postavljenimi izlocevalnimi plošcami in predstavljajo drugi del izlocevalca, kot je shematsko prikazano na sliki 2.25. Postopek izlocanja delcev poteka torej v dveh delih, pri pretoku plina z delci mimo tankih žic okoli katerih se formira mocno elektricno polje, poteka ionizacija plinskih molekul, ki povzrocijo naelektritev delcev. V drugem delu pa vzporedno namešcene plošce, ki so izmenicno pozitivno in negativno naelektrene, pritegnejo delce z elektricnim nabojem nasprotnega predznaka. Kapljeviti delci potem zdrsnejo ob plošcati elektrodi v zbiralnik. Nizkonapetostni izlocevalci so obicajno grajeni za pretoke plinov okoli 10 m3/s in hitrosti do 0,5 m/s. Visokonapetostni ESI obratujejo pri napetostih 30 kV do 100 kV in jih uporabljamo prvenstveno v velikih industrijskih postrojenjih kot so elektrarne, toplarne, cementarne itd. Izdelujemo jih v dveh osnovnih oblikah, ki se razlikujeta samo po obliki pasivne elektrode (plošca ali cev). Izlocanje delcev v primeru visokonapetostnih enostopenjskih ESI-jev poteka v naslednjem zaporedju: naelektritev delcev v toku plina, zbiranje delcev na kolektorskih plošcah sledi obcasna razelektritev kolektorskih plošc s cimer omogocimo odstranitev nakopicenih delcev na plošcah. Postopek nadaljnje obdelave praha je odvisen od vrste materiala in poteka podobno kot v ostalih primerih izlocanja delcev.

142

(+)

(+)

(+)

(-)

(-)

(-)

(-)

(+)

(+)

(+)

(-)

(-)

(-)

(-)

Tok plinaz delci

Ionizacijskastopnja

Izlocevalnastopnja

Pot naelektrenega delca

Aktivna elektroda10 - 12 kV

(pozitivna korona)Dovod visoko

napetostnega toka(6 - 8 kV)

Slika 2.24: Dvostopenjski nizko napetostni ESI Stopnja ucinkovitosti izlocanja delcev iz plinov oziroma zraka z uporabo ESI-jev je zelo visoka (do 99%) za razlicne velikosti delcev, pri cemer je izrednega pomena, da je možno izlociti delce zelo malih dimenzij (pod 1 µm). Primerni so za velike pretoke plinov (od 25 do 1000 m3/s), povzrocajo nizek tlacni padec in lahko obratujejo kontinuirano. Njihova najvecja pomanjkljivost je relativno velika poraba elektricne energije. Stopnja ucinkovitosti izlocanja v odvisnosti od velikosti delcev je za ESI podobna kot v primeru ciklonov. Obstaja tudi približna empiricna enacba za dolocitev stopnje izlocanja delcev z ESI-jem

−= VwA

ESI e &1η , (en. 2.62) kjer je A površina kolektorskih plošc (pasivne elektrode), w hitrost približevanja delcev k

pasivni elektrodi in V& volumski pretok plina ali zraka onesnaženega z delci. Hitrost približevanja delcev k pasivni elektrodi lahko izrazimo kot w = a d, kjer je a [s -1] parameter odvisen od jakosti elektricnega polja, snovskih lastnosti nosilnega plina in stopnje naelektritve delcev in ga je potrebno dolociti za vsak sistem posebej. Z uporabo enacbe (2.63) je mogoce ob zahtevani stopnji izlocanja oceniti potrebno površino kolektorskih plošc pri danem pretoku plina in doloceni velikosti delcev.

143

2.8 Postopki in naprave za izlocanje plinastih necistoc iz zraka Najpogostejši plinasti onesnaževalci zraka so oksidi žvepla, dušika in ogljika, ki nastajajo pretežno pri procesih zgorevanja fosilnih goriv. Poleg tega so v zraku prisotni še najrazlicnejši ogljikovodiki (HC), in še razni drugi organski in anorganski plini, o katerih smo malo bolj podrobno že govorili v poglavju o plinastih polutantih. Najpomembnejši postopki izlocanja plinastih polutantov iz zraka so: • adsorpcija, • absorpcija, • kondenzacija, • zgorevanje. Posamezni postopki in njihove kombinacije omogocajo zelo široko izbiro cistilnih naprav stacionarnih izvorov, pri cemer je odlocilnega pomena doseganje predpisanih standardov o dovoljenih emisijah posameznih polutantov in nenazadnje tudi cena.

2.8.1 Adsorpcija Adsorpcija je zelo pogosto uporabljen fizikalno-kemijski proces pri izlocanju plinastih polutantov iz zraka. V splošnem je adsorpcija proces površinskega upijanja plinov s strani substanc v trdnem agregatnem stanju. Molekule in atomi adsorbenta in substrata lahko reagirajo na dva nacina, fizikalno (fizikalna adsorpcija) ali kemijsko (kemijska adsorpcija). Za fizikalno adsorpcijo so znacilne Van der Valsove sile med molekulami in atomi adsorbenta in substrata. Stopnja fizikalne adsorpcije je v najvecji meri odvisna od razpoložljive površine adsorbenta in je povezana s kondenzacijo plinastega polutanta v mikro razpokah adsorbenta, pri cemer se sprosti tudi zelo majhna množina toplote. Proces fizikalne adsorpcije je zelo hiter in povracljiv, tako da lahko pri nekoliko povišani temperaturi ali zmanjšanemu tlaku hitro preide ves substrat v prvotno stanje, zato je vzdrževanje obratovalnih pogojev adsorpcijskih naprav izrednega pomena. V primeru kemijske adsorpcije se molekule adsorbenta in plinastega polutanta združijo na osnovi kemijske vezi, pri cemer so molekule plina zelo mocno vezane na trdo površino z valencnimi vezmi. Kemijska adsorpcija poteka dosti pocasneje kot fizikalna, predvsem na racun izmenjave atomov posameznih molekul, ki se izvrši kot posledica kemijske reakcije med adsorbentom in polutantom. Pri kemijski adsorpciji se sprosti tudi veliko vec toplote. Pri nizkih temperaturah je proces kemijske adsorpcije tako pocasen, da ga je možno brez težav eksperimentalno nadzirati. V vecini primerov je proces kemijske adsorpcije nepovracljiv, kolicina adsorbiranega plina pa je odvisna predvsem od tlaka in temperature. Snovi, ki jih obicajno uporabljamo kot adsorbente, so mikro porozne strukture. Ponavadi so to aktivni ogljik (posebno oglje iz katerega je izlocena vecina ogljikovodikov s cimer se poveca aktivnost adsorbenta), aktivna zemlja (Al2O3, ki ga sušimo s posebnimi postopki tako, da dobi cim bolj porozno strukturo), silika gel (posebna oblika SiO2, ki je zelo porozne strukture) in še nekatere druge snovi. Aktivni ogljik najpogosteje uporabljamo za adsorpcijo vonja in raznih

144

cistilnih plinov, aktivno zemljo in silika gel pa za adsorpcijo vode. Pri zgorevanju nastale polutante je moc s pomocjo adsorpcije najucinkoviteje izlocati z uporabo t.i. molekularnih sit (npr. kristalni aluminijev silikat), ki omogocajo visoko stopnjo izlocanja plinastih polutantov iz dimnih plinov.

Slika 2.25: Vecplastna adsorpcijska naprava z aktivnim ogljem Adsorpcijske naprave omogocajo pretok z raznimi polutanti onesnaženih plinov skozi plasti trdega adsorbenta zelo fine granulacije s cimer je omogocena cim vecja kontaktna površina. Konstrukcijsko so adsorpcijske naprave relativno enostavne in so povecini stojece ali ležece cilindricne posode, v katerih se na razlicnih višinah nahajajo plasti adsorbenta razlicnih debelin. Na sliki 2.26 je shematsko prikazana enostavna konstrukcija pokoncne adsorpcijske naprave s fiksnimi adsorbcijskimi vložki. Obstajajo še tudi druge oblike adsorbcijskih naprav npr. s premikajocimi se plastmi, tekocinski adsorberji, katerih konstrukcija je v veliki meri od vrste polutanta, ki ga želimo izlociti in kolicine dimnih plinov oziroma zraka.

2.8.2 Absorpcija Med procesom absorpcije dolocena kapljevina veže (vpija) oziroma raztaplja plinasto snov, kar je možno izkoristiti tudi v primeru izlocanja plinastih polutantov iz zraka oziroma dimnih plinov. Absorpcija lahko poteka z ali brez kemijskih reakcij med absorbentom in plinom, pri

Pregreta para (cistilni krog)

Ocišceni zrak Onesnažen zrak s polutanti

Aktivno oglje Parovod v kondenzator (cistilni krog)

145

cemer prihaja do reakcij po celotni prosti površini absorbenta, kar je osnovna znacilnost absorpcije. Kot absorbent v veliki vecini primerov uporabljamo vodo, kateri zaradi vecje absorpcijske ucinkovitosti dodajamo razne dodatke, ki tvorijo alkalne raztopine. Na primer za izlocanje SO2 iz dimnih plinov lahko uporabljamo raztopino kalcijevega hidroksida, pri cemer nastane kalcijev sulfat CaSO4 (sol). V splošnem izlocanje žveplovega dioksida iz dimnih plinov temelji pretežno na absorpcijskih postopkih, ki se med sabo razlikujejo le po izbiri absorbenta. Navedli jih bomo le nekaj, ki so najbolj pogosto zastopani predvsem v velikih termoenergetskih objektih: • klasicni mokri postopek z uporabo Na2CO3 pri cemer ob dovajanju zraka nastajajo

vodotopne natrijeve soli • z uvajanjem regeneracije lahko mokri postopek še izboljšamo pri cemer nastali natrijev

sulfat (Na2SO4) z dodajanjem apna pretvorimo v kalcijev sulfid in gips (CaSO4×H2O), • absorpcijski postopek na osnovi bazicne apnene suspenzije kalcijevega karbonata pri

cemer nastaja suh prah razlicnih sestavin na osnovi kalcija, pepel in nekaj vode, • mokri kalcitni postopek, ki temelji na razpadu SO2 ob prisotnosti vode na sulfitne in

hidrogensulfitne ione, s katerimi reagira raztopljeni kalcit CaCO3 (apnenec), kar vodi do koncnega produkta v obliki mavca. Tovrstni postopek je uporabljen tudi v TE Šoštanj.

V veliki vecini primerov absorpcijskega izlocanja plinastih polutantov iz dimnih plinov je najbolj ekonomicno, da absorbent kroži v zaprtem tokokrogu, pri cemer izmenicno prehaja skozi absorber in desorber, kjer se vrši postopke desorpcije. Proces absorpcije je v najvecji meri pogojen s topnostjo dolocenega plina v absorbentu, kar je definirano z Henrijevim zakonom. To nam je lahko v veliki meri v pomoc pri izbiri absorbenta, saj moramo izbrati takšno topilo za katero bo Henrrijeva konstanta plina kar se da majhna, da bo ravnotežna koncentracija raztopljenega plina v absorbentu cim vecja (enacba (1.17), poglavje 1.6.1). Zelo pomemben parameter absorpcije je hitrost prenosa plina v topilo, ki je podana z enacbo (1.18). V vsakem primeru je smiselno zagotoviti casovno cim daljši stik plina in absorbenta, da se lahko proces absorpcije v celoti izvrši. S tega stališca s najbolj ucinkovit protitocni sistem absorpcijske naprave, ki je shematsko prikazan na sliki 2.27. V tem primeru je vstop dimnih plinov na dnu absorberja (B), izstop pa na vrhu. Absorbent pa vstopa v napravo v protitocni smeri dimnih plinov, torej na vrhu (A) in izstopa na dnu absorberja. Molski tok vseh vstopajocih dimnih plinov G [mol/s] lahko razdelimo na molski tok nosilnega plina in polutanta, ki ga želimo izlociti BGBB GGG ′+′= ψ , (en. 2.63) kjer je ψGB molski delež plinastega polutanta na vstopu v absorber. Na izstopu pa dobimo molski tok nosilnega plina G’A in preostanek neizlocenega polutanta ψGAG’A, pri cemer moramo upoštevati, da se lahko nekaj nosilnega plina tudi absorbira v kapljevini, zato v splošnem velja G’A < G’B. Podobno lahko postopamo v primeru absorbenta, kjer skupni molski tok kapljevine na vstopu L [mol/s] razdelimo na molski tok cistega absorbenta, ki v splošnem primeru lahko vsebuje majhen delež raztopljenega plinastega polutanta ψGA

146

ALAA LLL ′+′= ψ . (en. 2.64) Na spodnji strani absorpcijske naprave pa izstopa L’B cistega absorbenta (zaradi netesnosti in ostalih prenosnih pojavov je L’B < L’A) in molski tok absorbiranega plina ψLBL’B. Kolikor nosilni plin ni topen v absorbentu in ce zanemarimo snovske izgube absorbenta velja

.LLL

GGG

BA

AB

′=′=′′=′=′ (en. 2.65)

Kot smo ugotovili v poglavju 1.6.1 je ravnotežna koncentracija plina v kapljevini odvisna od parcialnega tlaka plina. Koncentracija polutanta v dimnih plinih (nosilni plin) se zaradi absorpcije v kapljevini, v smeri od dna absorpcijske naprave proti vrhu, spreminja. S tem se spremin ja tudi ravnotežna koncentracija. Ravnotežne vrednosti lahko izracunamo s pomocjo Henrievega zakona. Ce za vse tocke ψG in ψL med A in B narišemo diagram odvisnosti ravnotežnega deleža polutanta v kapljevini od deleža polutanta v nosilnem plinu dobimo ravnotežno krivuljo kot jo prikazuje diagram na sliki 2.28. Do absorpcije pride vedno, kadar je dejanska koncentracija polutanta v nosilnem plinu vecja od ravnotežne koncentracije, zato mora obratovalna krivulja absorpcijske naprave ležati vedno nad ravnotežno krivuljo (slika 2.25). Vertikalna razdalja med obratovalno krivuljo in ravnotežno krivuljo predstavlja stopnjo nasicenja kapljevine s polutantom, ki ga izlocamo v danem absorpcijskem postopku.

Slika 2.26: Protitocni sistem absorpcijske naprave V primeru malih vrednosti molskih deležev polutanta v nosilnem plinu in kapljevini ima obratovalna krivulja obliko premice, katere naklon lahko podamo z naslednjim izrazom

B

A

Vstop dimnih plinov GB’, ψGB

Izstop absorbenta LB’, ψLB

Izstop dimnih plinov

GA’, ψGA

Vstop absorbenta LA’, ψLA

147

LB

LB

LA

LA

GB

GB

GA

GA

GL

ψψ

ψψ

ψψ

ψψ

−−

−

−−

−=′′

11

11. (en. 2.66)

Na vrhu absorpcijske naprave je obratovalna premica fiksirana z znano vrednostjo molskega deleža polutanta, ki je že vsebovan v absorbentu in dopustno vrednostjo molskega deleža polutanta v nosilnem plinu. Gradient obratovalne premice lahko povecamo le s povecanjem molskega pretoka absorbenta, ce se pretok dimnih plinov ne spreminja, kar pa je v praksi skoraj pravilo, saj smo vedno vezani na bolj ali manj enako kolicino emitiranih dimnih plinov iz kotlov, peci itd... Povecanje naklona obratovalne premice intenzivira absorpcijo.

Obrat

ovaln

a prem

ica

Ravn

otežn

a kriv

ulja

Mol

ski d

elež

pol

utan

ta v

nos

ilnem

plin

u

Molski delež absorbiranega polutanta v kapljevini

Slika 2.27: Ravnotežna krivulja in obratovalna premica poljubne absorpcijske naprave Obratovalne premice vecjih naklonov dovoljujejo absorpcijske naprave manjših dolžin, zahtevajo pa vecje pretoke absorbenta, velja pa tudi obratno. Minimalni pretok absorbenta je definiran z dotikom obratovalne premice s tangento ravnotežne krivulje. Pretok absorbenta v najpogosteje uporabljenih absorpcijskih napravah znaša okli 150% minimalnega. Plinske

ψGB

ψGA

ψLA ψLB ψLmax

148

absorpcijske naprave so konstruirane tako, da zagotavljajo cim bolj ucinkovito difuzijo plina v kapljevino, kar je možno doseci z najrazlicnejšimi konstrukcijskimi rešitvami. Obstajajo tudi kombinirane naprave, ki združujejo funkcije vlažnega kolektorja za izlocanje delcev in klasicnega absorberja za izlocanje plinastih polutantov. Mnogokrat so zato absorpcijske naprave podobno grajene kot vlažni kolektorji.

2.8.3 Kondenzacija Plinasti polutant bo kondenziral, ce bo vrednost njegovega parcialnega tlaka v nosilnem plinu presegla vrednost tlaka nasicenja pri doloceni temperaturi. Kondenzacijo polutanta je mogoce doseci tudi z zniževanjem temperature dimnih plinov s cimer se znižuje vrednot tlaka nasicenja do izenacenja s parcialnim tlakom specificnega plinastega onesnaževalca. Kljub temu, da lahko kondenzacijo intenziviramo s povišanjem tlaka, je tovrsten postopek pri izlocanju plinastih necistoc iz dimnih plinov oziroma zraka bolj redko v uporabi. V prakticni primerih naletimo na dva osnovna tipa kondenzatorjev za izlocanje plinastih polutantov iz dimnih plinov in sicer: površinski in kontaktni kondenzator. V primeru površinskih kondenzatorjev predstavlja proces adsorpcije kondenziranega plina kljucno vlogo, kot hladilni medij pa je najpogosteje uporabljena voda oziroma zrak. Pri kontaktnem kondenzatorju pa so pare plinastega polutanta in hladilnega medija v neposrednem stiku. Vsekakor obstaja veliko število konstrukcijskih rešitev tovrstnih kondenzatorjev, uporaba katerih pa je v veliki meri odvisna od kolicine in vrste polutanta ter samega pretoka dimnih plinov.

2.8.4 Zgorevanje Pri dolocenih proizvodnih postopkih in procesih nastajajo vecje kolicine predvsem CO-ja in lažjih ogljikovodikov (HC), ki jih je potrebno odvesti z mesta izvora. Dokler so koncentracije pod mejo dovoljenih emisij obicajno tako onesnažen zrak preprosto spustimo v ozracje. V primeru povišanih koncentracij je potrebno te necistoce iz zraka izlociti, pri cemer se je izkazal postopek zgorevanja za najprimernejšega. S tem opravimo transformacijo gorljivih necistoc v ogljikov dioksid in vodo. Pri zagotavljanju ucinkovitega procesa zgorevanja je izrednega pomena zadostna kolicina oksidanta, dovolj visoka temperatura, intenzivnost mešanja gorljivih substanc s kisikom (turbulenca) in cas zadrževanja gorljivih necistoc v coni reakcije. Glede na vsebnost gorljivih plinov v odpadnih plinih ali onesnaženem zraku locimo tri postopke zgorevanja: • neposredno-plamensko zgorevanje, • termicno zgorevanje, • kataliticno zgorevanje. Postopek neposrednega-plamenskega zgorevanja uporabimo v primeru zadostne koncentracije gorljivih necistoc v dimnih plinih, pri cemer je pomembno samo vzdrževanje plamena. Odpadne pline, ki vsebujejo nezgorele HC vodimo neposredno v gorilnik, kjer ob dovajanju

149

potrebne kolicine oksidanta (obicajno zraka) zgorijo brez dodajanja dodatnega goriva. Tovrstni postopek pogosto uporabljamo v naftno predelovalni industriji. Pri uvajanju direktno-plamenskega zgorevanja odpadnih plinov moramo posvetiti veliko pozornost nadzoru procesa zgorevanja, kajti v nasprotnem primeru lahko pride do nastanka novih vrst polutantov, ki so znacilni za obicajne procese zgorevanja (NOx, SOx,...). V primerih ko odpadni plini ne vsebujejo dovolj gorljivih necistoc, lahko le-te izlocimo z uporabo termicnega zgorevanja. Odpadni plini vstopajo v zgorevalni prostor, kamor dovajamo tudi manjšo kolicino goriva, na ta nacin omogocimo zgorevanje gorljivih substanc v odpadnih plinih, katerih kolicina sicer ne bi zagotavljala samostojni obstoj plamena. Na sliki 2.29 je podan shematski prikaz takšnega kurišca, ki ga z drugimi besedami imenujemo tudi termicni gorilnik, predvsem zato, ker je konstruirano tako, da se odpadni plini nahajajo dovolj casa nad temperaturo vžiga posameznih gorljivih sestavin odpadnih plinov.

Slika 2.28: Shema termicnega gorilnika za sežig gorljivih polutantov

Kataliticno zgorevanje je druga možnost izlocanja gorljivih polutantov iz odpadnih plinov v primeru, ko so njihove koncentracije prenizke, da bi bilo možno samo vzdrževanje plamena. Katalizator pospešuje proces oksidacije pri cemer pa sam ni deležen kemijske preobrazbe. V splošnem so kataliticni konvertorji sestavljeni iz predgrevalne komore in kataliticne komore (slika 2.30), obstajajo pa tudi naprave, ki obratujejo pri temperaturi okolice. Pri kataliticnem procesu zgorevanja se ne pojavi plamen v klasicni obliki, ceprav katalizator žari. Predgrevanje plinov omogoca dodajanje sekundarnega goriva, katerega kolicina je dosti manjša kot v primeru termicnega zgorevanja. Tako ogrete odpadne pline je potrebno, kar se da enakomerno privesti do kataliticne cone, kar obicajno dosežemo s posebnim ventilatorjem, ki je namešcen v ohišju gorilnika. Kataliticni konvertorji so uporabni za izlocanje SO2, NOx, HC in CO-ja. Vrsta uporabljenega katalizatroja je odvisna tudi od vrste polutanta, ki ga želimo izlociti iz dimnih plinov. Pri kataliticni transormaciji SO2 lahko uporabimo vanadijev pentoksid, pri cemer nastaja H2SO4, proces pa poteka pri temperaturah okoli 450 °C. Na ta nacin je možno izlociti tudi do 90% SO2-ja iz dimnih plinov.

odpadni dimni plini

odpadni dimni plini

gorivo in

zrak

produkti popolnega zgorevanja

povprecna temperatura

760 ÷ 815 °C

150

Slika 2.29: Kataliticni konverter s predgrevanjem odpadnih plinov

Za izlocanje dušikovih oksidov je v uporabi kot katalizator platina, ki omogoca prav tako preko 90% odstranitev NOx iz dimnih plinov. Izlocanje raznih ogljikovodikov z uporabo kataliticnih konverterjev zaradi relativno visokih cen same naprave ni najbolj ekonomicno, v primeru uporabe pa se kot katalizator uporablja z razlicnimi kovinami impregniran aktivni aluminij. Ucinkovitost kataliticnega izlocanja HC je preko 95% prakticno pa se ta postopek uporablja v procesni in naftni industriji. Veliko kataliticnih konverterjev ki omogocajo transformacijo CO-ja v CO2 obratuje pri temperaturah okoli 200oC. Z uporabo specialnih katalizatorjev Pd(II)/Cu(II) je možna kataliticna pretvorba CO-ja v CO2 tudi pri temperaturi okolja, vendar v prakticni uporabi tovrstnih konverterjev še ni opaziti. Teoreticna in prakticna dognanja s podrocja kataliticnega zgorevanja so v veliki meri pripomogla k razvoju današnjih avtomobilskih katalizatorjev.

2.9 Nevtralizacija toksicnih spojin v izpušnih plinih motorjev z notranjim zgorevanjem

Ceprav je nenehno izboljševanje procesov nastajanja delovne snovi, zgorevanja, oblikovanje zgorevalnih prostorov, posodabljanje sistemov za dovod goriva, primarni nacin iskanja rešitev za zmanjšanje emisije toksicnih snovi v produktih zgorevanja motorjev z notranjim zgorevanjem, bomo v strnjeni oblik predstavili nekatere izmed postopkov naknadne obdelave produktov zgorevanja, ki omogocajo nevtralizacijo toksicnih sestavin na osnovi oksidacijskih, redukcijskih in sodobnih tri-potnih kataliticnih reaktorjev. Oksidacijski ali tudi termicni reaktorji omogocajo naknadno zgorevanje CO-ja in nezgorelih ogljikovodikov v CO2 in H2O. Kot katalizatorja sta v tem primeru uporabna platina ali paladij.

gorilnik za pregrevanje

315-480 o

425-600 o

katalizator

gorivo

odpadni plini

zrak produkti popolne

oksidacije

151

Da bi bilo možno zgorevanje omenjenih sestavin mora vladati v katalizatorju dovolj visoka temperatura, prisotna mora biti zadostna kolicina kisika, zagotovljeno dobro mešanje in zadosten cas zadrževanja v coni reakcije, kar vse skupaj pogojuje potrebno prostornino takšnega reaktorja. Oksidacijski katalizatorji so uporabni za ottove motorje, ki obratujejo pri pogojih bogate delovne snovi (primanjkljaj kisika) in ne vplivajo na zmanjšanje emisije NOx, zato jih danes skorajda ne srecamo vec v prakticni uporabi na obstojecih motornih vozilih na bencinski pogon. Svincevi dodatki v gorivu pri teh katalizatorjih nimajo vpliva na sam proces kataliticne pretvorbe, krajšajo pa življenjsko dobo posameznih vitalnih delov. V redukcijskih reaktorjih uporabljamo kot katalizatorsko snov rodij, ki ima to lastnost, da pospešuje redukcijo NOx v N2 ob prisotnosti amoniaka (NH3), ki ga moramo v sistem posebej dovajati. V principu poteka kataliticna redukcija NO-ja po naslednji kemijski reakciji OHNONHNO 2223 6444 +→++ . (en. 2.67) Tudi tovrstni kataliticni sistemi niso doživeli široke uporabe pri vozilih na motorni pogon. Danes najvec uporabljamo tri-potni katalizator v enojnem ohišju, v katerem potekajo kemijske pretvorbe NOx v dušik, pri cemer se sprosti kisik, CO oksidira v CO2, nezgoreli ogljikovodiki pa zgorijo v CO2 in vodo. Osnovni elementi tri stopenjskega katalizatorja so prikazani na sliki 2.31. Keramicni nosilec iz magnezij aluminijevega silikata ima ovalen ali krožen prerez, ki ima videz satovja z vec tisoc drobnimi kanali skozi katere tecejo izpušni plini. Kanali keramicnega telesa so prevleceni s porozno vmesno plastjo, tako da se površina reaktorja poveca za približno 700 krat. Na vmesno plast je naparjena kataliticno aktivna plast iz platine, rodija in paladija, katerega delež je izredno majhen. Keramicno satovje je zelo obcutljivo na tresljaje in vibracije, zato je obdano s toplotno odporno mrežasto tkanino, vse skupaj pa se nahaja v jeklenem ohišju.

152

Slika 2.30: Sestavni deli in delovanje tri potnega katalizatorja

V kataliticnem reaktorju poteka vec kemijskih reakcij hkrati, zato mora sestava izpušnih plinov približno ustrezati stehiometricnem zgorevanju zmesi goriva in zraka (relativni razmernik zraka λ = 1). S tem dosežemo ugodno sestavo produktov zgorevanja, ki omogoca, da se pri redukciji dušikovih oksidov sprošceni kisik, porabi za oksidacijo CO in HC. Takšno sestavo izpušnih plinov dosežemo le v ozkem obmocju relativnega razmernika zraka (λ=0,99÷1,0), ki ga imenujemo tudi katalizatorsko okno, v obmocju katerega je zagotovljeno optimalno delovanje katalizatorja (slika 2.32). Pri bogatejših zmeseh (λ < 0,99) se v izpušnih plinih pojavijo povecane koncentracije CO in HC, in sprošceni kisik pri redukciji dušikovih oksidov ne bi zadostoval za oksidacijo le -teh. V primeru revnih zmesi (λ > 1,0) se pojavijo povecane koncentracije NO, katerih redukcija ne bi v celoti uspela. Pri starejših izvedbah katalizatorjev, ko se je vanj dovajal dodatni okoliški zrak, je bila možna pretvorba oksidacijskih polutantov

tudi v primeru bogatih zmesi, v primeru zgorevanja revnih zmesi pa se je koncentracija NOx povecala tudi na racun dodatno dovedenega dušika. Sodobni ottovi motorji so tako opremljeni s t.i. lambda sondo, ki služi za regulacijo motorja v smislu obratovanja pri stehiometricni sestavi zmesi goriva in zraka.

Slika 2.31: Podrocje najucinkovitejše pretvorbe škodljivih snovi v tri potnem katalizatorju

Ucinkovito pretvorbo škodljivih snovi v katalizatorju dosežemo šele pri temperaturah okoli 250 °C, zato je delovanje katalizatorja ob zagonu motorja, ko se v produktih zgorevanja pojavijo velike kolicine predvsem nezgorelih ogljikovodikov neucinkovito. To pomanjkljivost je možno delno odpraviti z uporovnim predgrevanjem kataliticnega reaktorja, s cimer so nekatera vozila danes že opremljena. Najugodnejše temperaturno obmocje za doseganje velikih stopenj ucinkovitosti pretvorbe škodljivih snovi in dolge življenjske dobe katalizatorja je med

153

400 in 800 °C. Nad 800 °C se pricne proces staranja aktivne plasti, ki pri 1000 °C popolnoma izgubi svojo ucinkovitost. Motorna vozila, ki so opremljena s katalizatorji morajo uporabljati goriva brez dodatkov svinca, saj bi se sicer svinec odlagal na kataliticni plasti in jo unicil. Podobna nevarnost obstaja, ce prodrejo v katalizator ostanki mazalnega olja. Pri dieselskih motorjih je v produktih zgorevanja prisotno vedno nekaj kisika, saj obratujejo pri razmernikih zraka, ki so vecji od ena. Tako je pretvorba osnovne toksicne komponente pri dieselskih motorjih (NOx) zelo težavna, saj bi morali pred vstopom izpušnih plinov v katalizator umetno zagotoviti redukcijske pogoje. Poleg tega izpušni plini dieselskih motorjev vsebujejo doloceno kolicino saj, ki bi se nalagala na stenah katalizatorja, kar narekuje zahtevo po filtraciji izpušnih plinov pred vstopom v katalizator. Obetavne rezultate kaže nevtralizacija z uporabo dolocenih kapljevin, pri cemer prihaja do delne absorpcije NOx (do 30%), HC (do 50%), saj (60 do 80%), nevtralizira se vonj produktov zgorevanja in znižuje njihova temperatura. Žal pa so tovrstni sistemi prevelikih dimenzij in ne omogocajo absorpcije CO. Pri dieselskih motorjih obstaja tudi možnost uporabe kombiniranega kataliticnega (dogorevanje CO in HC) in tekocinskega reaktorja (zadrževanje saj, SO2, aldehidov in delno NOx). Dodatno možnost ponuja sistem recirkulacije produktov zgorevanja, ki znatno zmanjšuje koncentracijo. V vsakem primeru je potrebno na uporabo katalizatorjev vseh vrst gledati s stališca dodatne možnosti obdelave produktov zgorevanja v primerih, ko z ustreznimi ukrepi ne moremo bistveno vplivati na sam proces zgorevanja, v smislu zmanjšanja emisije toksicnih snovi. Zanimivo rešitev za otto in dizelske motorje bi lahko bila uporaba plastnega formiranja delovne zmesi in zgorevanje v kombinaciji s kataliticnim nevtralizatorjem izpušnih plinov.

154

3 Trdni odpadki Ravnanje z odpadki je ena najslabše rešenih nalog v okviru varstva okolja v Sloveniji. Odlaganje na lokalne (obcinske) deponije je prakticno edina možnost ravnanja s komunalnimi in pretežno tudi z industrijskimi odpadki, pri cemer pa so ta odlagališca pogosto neprimerno locirana, tehnicno neustrezna (netesnjena, neodplinjena, poplavna oz. v dosegu talnih vod ...), povrh vsega pa že pretežno zapolnjena. V Sloveniji je 50.000 ÷ 60.000 divjih odlagališc odpadkov. Posledica neustreznega ravnanja z odpadki je tudi prekomerno sprošcanje metana iz odlagališc odpadkov, kar prispeva okoli 5% k celotni emisiji toplogrednih plinov v Sloveniji. Mnogo deponij nima ustrezne dokumentacije in urejenega pravnega statusa. Loceno zbiranje komunalnih odpadkov po gospodinjstvih imajo organizirano le v nekaterih obcinah. Problem predelave loceno zbranih odpadkov ni ustrezno rešen. Industrija najveckrat odlaga svoje odpadke skupaj s komunalnimi, razen v posameznih primerih, ko imajo podjetja svoja odlagališca za nekatere vrste nevarnih odpadkov ali posamezne monodeponije, npr. halde za razne jalovine, žlindre in pepele. Izvoz nekaterih vrst nevarnih odpadkov (npr. stare barve, laki, topila,...) v skladu s postopki Baselske konvencije (Ur.l.RS, št. 48/93 – MP, št. 15/93) je za marsikatero vejo industrije edina možnost. Nekatera podjetja imajo lastne sežigalne naprave kot del tehnoloških postopkov. Sežiga odpadkov v industrijskih termicnih procesih je zaradi odpora javnosti malo, ceprav so ekološko sprejemljive tehnicne možnosti za to velike. Zbiranje nekaterih sekundarnih surovin v industriji in komunali je razmeroma tradicionalno in uspešno, ceprav se je zaradi izgube trga nekdanje Jugoslavije promet s sekundarnimi surovinami nekoliko zmanjšal (indeks 1994/89 znaša 65%). Najuspešnejše je zbiranje železa, jekla, barvnih kovin, stekla, papirja, tekstila in plastike. Glavni delež teh materialov nastaja in se zbere v industriji, komunala prispeva malo. Za nekatere vrste komunalnih odpadkov, ki jih v EU že zelo ucinkovito zbirajo in reciklirajo, pri nas še nimamo urejenega zbiranja, npr. alu minijaste plocevinke, polietilenske plastenke (oboje embalaža za pijace), embalažni stiropor, leseni zaboji za sadje/zelenjavo, odpadna oblacila, belo tehniko, aparate, ki vsebujejo elektronska vezja, stare avtomobile itd. Embalažni del odpadkov se bo v bližnji prihodnosti moral radikalno zmanjšati zaradi uveljavljanja nove smernice EU o embalaži (CD 94/62 EC, 1994). Na zacetku je zbiranje in sortiranje nevarnih komponent, ki so pomešane med komunalne odpadke (baterije in akumulatorji, ostanki pesticidov, stare barve in organska topila, stara zdravila ipd). Ni še definiran sistem za ravnanje z zbranimi materiali do dokoncnega unicenja oziroma reciklaže.

155

Pomemben korak v smeri izboljšanja stanja predstavlja dokument Strateške usmeritve Slovenije na podrocju ravnanja z odpadki – Problemi in specificnost pri približevanju Evropi (sprejet na Vladi RS 1. avgusta 1996) s katerim so opredeljene osnovne usmeritve in cilji na podrocju odpadkov ter hierarhija možnih nacinov ravnanja z odpadki, ob upoštevanju razvoja gospodarstva in vkljucevanja v evropske integracijske procese. Strateške usmeritve so sestavni del NPVO, ki v programskem delu samo povzema bistvene cilje in usmeritve ter ukrepe za izboljšanje stanja. K trdnim odpadkom prištevamo vse odpadne snovi, ki so posledica cloveških aktivnosti in se pri stanju okolice nahajajo v trdni agregatni obliki. Pri tem upoštevamo tudi tiste odpadke, ki jih je možno vkljuciti v najrazlicnejše postopke nadaljnje predelave v smislu pridobivanja recikliranih materialov oziroma energije.

3.1 Vrste trdnih odpadkov V strnjeni obliki bomo podali pregled najpomembnejših skupin in izvorov trdnih odpadkov ter njihovih fizikalnih in kemijskih lastnosti. V skladu s pravilnikom o ravnanju z odpadki lahko vse trdne odpadke razdelimo v tri skupine: nenevarne, nevarne in inertne. Glede na vir nastanka odpadkov locimo komunalne, industrijske odpadke

3.1.1 Komunalni trdni odpadki Tipicni predstavnik nenevarnih odpadkov so komunalni odpadki, ki so najbolj pestri po sestavi, proizvaja jih družba s svojim nacinom življenja predvsem v urbanih podrocjih. V splošnem nastajajo trdi komunalni odpadki v: • gospodinjstvih, • gostinskih obratih, trgovinah in javnih prostorih • vseh sistemih s prisotnostjo clovekovega prehranjevanja, oblacenja, cišcenja in

obnavljanja, • doloceni proizvodnji, • cistilnih napravah komunalnih odpadkov itd... V splošnem je zelo težko definirati strukturo trdnega komunalnega odpada zato obicajno razvršcamo komunalne odpadke glede na vir njihovega nastanka.

3.1.2 Industrijski odpadki V to skupino spadajo vsi trdni odpadki, ki nastajajo kot posledica industrijske proizvodnje. Za to vrsto odpadkov je znacilna velika stopnja sortiranosti glede na vir nastanka, kar bistveno olajša njihovo nadaljnjo predelavo v smislu reciklaže oziroma deponiranja. Tipicni industrijski odpadki so pepel, razni gorljivi in negorljivi odpadki v gradbeništvu ter razni posebni in nevarni odpadki. Danes se že v veliki vecini primerov nastanka industrijskih odpadkov uvajajo dodatni postopki naknadne uporabe in predelave teh odpadkov na samem mestu nastanka, kar ima zelo ugoden vpliv predvsem na ceno njihove logisticne manipulacije. Najpomembnejše pa

156

je, da nacrtujemo nove in saniramo obstojece proizvodne procese v smislu cim manjšega nastanka odpadkov, za kar pa je potrebna predvsem velika usposobljenost kadra, ki se ukvarja s tovrstno problematiko in ustrezna fiskalna politika.

3.1.3 Nevarni odpadki Odpadke ki predstavljajo kakršno koli potencialno takojšno ali casovno odvisno nevarnost za ljudi, živali ali rastline, obravnavamo kot nevarne odpadke. Med nevarne odpadke uvršcamo torej vse odpadne snovi, ki imajo vsaj eno izmed naštetih znacilnosti: • vnetljivost, • korozivnost, • reaktivnost, • toksicnost. V preteklosti smo nevarne odpadke razvršcali v sledece skupine: • radioaktivne snovi, • kemikalije, • biološki odpadki, • vnetljive snovi, • eksplozivi, pri cemer kategorija kemikalij vsebuje odpadke, ki so korozivni, reaktivni ali toksicni. Tipicni viri nevarnih bioloških odpadkov so zdravstveni zavodi in biološke raziskovalne ustanove. Radioaktivne odpadke obicajno obravnavamo posebej.

3.1.4 Posebni odpadki Posebni odpadki: to so odpadki, ki niso ne komunalni ne nevarni, vendar je treba zaradi kolicine ali lastnosti ravnati z njimi na poseben nacin. V to skupino spadajo mulji iz cistilnih naprav, žlindre iz galvanizacij, sadra, pepeli gradbeni odpadki, ipd.

3.1.5 Delitev odpadkov po mestu nastanka Glede na mesto nastanka lahko odpadke delimo v naslednje skupine: • hišni odpadki: trdni odpadki iz gospodinjstva in tisti iz obrtne dejavnosti, ki imajo znacaj

gospodinjskih z izjemo kosovnih (velikih) odpadkov; • kosovni (veliki) odpadki: odpadki iz gospodinjstev in obrti, ki jih je treba zaradi velikosti

zbirati posebej; • ulicni odpadki: ulicni in tržni odpadki; • vrtni odpadki: ruše, veje od obrezovanja, listje, plevel in drugi vrtni odpadki; • odpadki iz zdravstvene dejavnosti: bolnišnic in ambulant, odpadki iz zdravniške prakse in

vsi drugi infektivni odpadki;

157

• gradbeni odpadki: odpadni materiali pri gradbenih delih in zemeljskih izkopih; • blato iz cistilnih naprav: blato iz naprav za cišcenje komunalnih odplak in blata iz

kanalskih jaškov; • industrijski odpadki: trdni in poltekoci iz proizvodnje ali industrijskih cistilnih naprav; • trdni oljni odpadki: naoljena cistilna volna, odpadne masti za mazanje; • z oljem prepojena zemlja: ob nezgodah na napravah za prevoz in uskladišcenje nafte in

njenih derivatov; • poltekoci oljni odpadki: usedline iz rezervoarjev, oljnih lovilcev, oljnih kalilnih kopeli, kot

tudi oljno blato, ki nastaja pri mehanski obdelavi materialov; • tekoci oljni odpadki: oljno plavajoce blato iz cistilnih naprav, nerazcepljene oljne

emulzije, oljni odpadki iz oljnih lovilcev ipd.; • izrabljena olja: stara olja, nerazcepljene oljne emulzije iz kovinske predelave; • stari avtomobili: izrabljeni avtomobili, avtomobilske razbitine; • živalski ekstrementi (iztrebki): iz velikih pitališc, ki se ne uporabljajo v poljedelstvu; • klavniški odpadki: odpadki iz klavnic in drugih meso predelovalnih obratov; • kadavri: poginule ali pobite živali, ki niso primerne za ljudsko prehrano; • radioaktivni odpadki.

3.2 Strateške usmeritve in cilji ravnanja z odpadki

3.2.1 Strateške usmeritve ravnanja z odpadki v EU Resolucija EU o strategiji ravnanja z odpadki iz leta 1991 in Resolucija o programu politike in akcijah na podrocju okolja in sonaravnega družbenega razvoja iz leta 1993 zahtevata zmanjšanje potratne izrabe naravnih dobrin in preprecevanje onesnaževanja ter razvoj in izdelavo koncepta ekološke bilance za proizvodnjo in proizvode, za ravnanje z odpadki pa tudi razvoj in uporabo cistih in cistejših tehnologij ob zamenjavi nevarnejših proizvodnih, tehnoloških procesov in materiala z manj nevarnimi. Prakticne zahteve za ravnanje z odpadki pri usmerjanju v sonaravni družbeni razvoj so:

• snovne tokove je treba voditi skozi razlicne stopnje obdelave, potrošnje in uporabe, tako da je dosežena najvišja možna stopnja ponovne uporabe in recikliranja, s cimer se je mogoce izogniti razmetavanju in cezmernemu crpanju omejenih naravnih virov;

• racionalizirati je treba proizvodnjo in uporabo energije; • spremeniti je treba potrošnjo in vedenjski vzorec družbe. Posameznik kot del javnosti se pojavlja v treh nasprotujocih si vlogah, odgovornost za nastale odpadke je porazdeljena, takšna pa je tudi zavezanost k pokrivanju stroškov: • kot skrbnik kakovosti okolja, zdravja in kakovosti življenja prihodnjih generacij; • kot neposredni onesnaževalec in proizvajalec odpadkov; • kot potrošnik dobrin in storitev.

158

Druga, verjetno najpomembnejša znacilnost evropskih usmeritev je dvojnost, ki pomeni, da visoko zastavljeni okoljevarstveni standardi spodbujajo nov tehnološki razvojni ciklus z vrsto novih, mednarodno konkurencnih tehnoloških postopkov. Zato je izrazito prisotno kljucno sporocilo programa, da industrija ne more biti samo del problema, ampak je predvsem kljuc do rešitve; ravnanje z odpadki se namrec zacne že pri uravnavanju tehnološkega procesa. Cilj EU za ravnanje z odpadki je racionalno in sonaravno izkorišcanje naravnih virov. Temeljne znacilnosti ucinkovitega sistema za ravnanje z odpadki, predstavlja sklop ukrepov, ki vzpodbujajo in omogocajo preprecevanje nastanka odpadkov pri izvoru, locen zajem, recikliranje ali druge vrste snovne izrabe odpadkov ter varno in za okolje sprejemljivo koncno oskrbo odpadkov 1. V predlaganem uravnavanju ciljev in nacinov oskrbe odpadkov se izrazito kažejo zahteve po kar najmanjšem odlaganju odpadkov v okolje, kar je mogoce doseci po obvezujocem vrstnem redu: • s preprecevanjem nastajanja odpadkov (zapiranje proizvodnih ciklusov); • z najvišjo možno stopnjo recikliranja in snovne izrabe odpadnih materialov; • z varno koncno oskrbo odpadkov, ki jih ni mogoce reciklirati ali ponovno uporabiti; po

naslednjem vrstnem redu: • toplotna obdelava z izrabo energetske vrednosti odpadkov, • sežig, • odlaganje. Pri komunalnih odpadkih in odpadkih iz gospodarstva in obrti, ki so podobni komunalnim odpadkom, si je EU zadala cilje, ki naj bi jih izpeljala do letos, od katerih so najpomembnejši: • izdelava nacrtov za ravnanje z odpadki; • ustalitev kolicine odpadkov na povprecju 300 kg/prebivalca/leto glede na raven 1985; po

posameznih državah manj kot 300 kg/prebivalca/leto; • recikliranje oz. ponovna uporaba papirja, stekla, plastike, vsaj 50% (povprecje EU); • vzpostavitev infrastrukture za varno zbiranje, locevanje in koncno oskrbo; • ustavitev izvoza odpadkov iz EU z namenom koncne oskrbe; • recikliranje oz. ponovna uporaba izrabljenih izdelkov; • vzpostavitev trga recikliranih snovi; • zmanjšanje emisij dioksinov (za 90% do leta 2005 v primerjavi z letom 1985). Za doseganje teh ciljev so opredeljene dejavnosti, ki obsegajo tako izdelavo predpisov in standardov, uporabo že sprejetih, pridobivanje zanesljivih podatkov o nastalih odpadkih in njihovi usodi, uvajanje cistejših tehnologij, oblikovanje izdelkov, uvajanje ekonomskih spodbud in instrumentov in prepoved odlaganja nekaterih vrst odpadkov. Doloceni so casovni okviri za posamezne naloge in odgovorni nosilci. Slednji so predvsem države clanice EU, lokalne skupnosti, industrija, na podrocju oblikovanja politike pa tudi nevladne organizacije in

1 Porocilo o stanju okolja v Sloveniji 1996 – Porocevalec DZ RS

159

javnost, med pomembnejšimi termini pa je bilo leto 1995, kot rok za operacionalizacijo predpisa o embalaži in odlagališcih. Za nekatere vrste komunalnih odpadkov, ki jih v EU že zelo ucinkovito zbirajo in reciklirajo, pri nas še nimamo urejenega zbiranja, npr. aluminijaste plocevinke, PET plastenk (oboje embalaža za pijace), embalažni stiropor, leseni zaboji za sadje/zelenjavo, odpadna oblacila, belo tehniko, aparate, ki vsebujejo elektronska vezja, stare avtomobile itd. Embalažni del odpadkov se bo v bližnji prihodnosti moral radika lno zmanjšati zaradi uveljavljanja nove smernice EU o embalaži (CD 94/62 EC, 1994) 2. Pomemben korak v smeri izboljšanja stanja predstavlja dokument Strateške usmeritve Slovenije na podrocju ravnanja z odpadki – problemi in specificnost pri približevanju Evropi (sprejet na Vladi RS 1. avgusta 1996) s katerim so opredeljene osnovne usmeritve in cilji na podrocju odpadkov ter hierarhija možnih nacinov ravnanja z odpadki ob upoštevanju razvoja gospodarstva in vkljucevanja v evropske integracijske procese. Strateške usmeritve so sestavni del Nacionalnega programa varstva okolja, ki v programskem delu samo povzema bistvene cilje in usmeritve ter ukrepe za izboljšanje stanja. Cilji ravnanja z odpadki s povišano vsebnostjo škodljivih snovi (nevarnih odpadkov) do letos so ustavitev izvoza z namenom koncne oskrbe zunaj EU, kar pa dobesedno ne pomeni samozadostnosti za oskrbo odpadkov v mejah držav clanic, priprava nacrtov za ravnanje z odpadki in vzpostavljanje trgov za reciklirane materiale, ter infrastrukture širom EU za varno zbiranje, locevanje in oskrbo odpadkov. Osnovna naloga, ki izhaja iz strateških ciljev in predvidenih aktivnosti v EU, je ustavitev narašcanja kolicine odpadkov kot tudi zmanjševanje tveganja za okolje. Izraba snovne in energetske vrednosti odpadkov dobivata v zadnjem obdobju enako veljavo, zlasti zaradi zahtevnih organizacijskih prijemov in visokih stroškov zbiranja in separacije odpadkov, bolj prefinjenih postopkov priprave ponovno uporabnih surovin in problema zagotavljanja trga za reciklirane izdelke. K zmanjševanju mešanih kolicin odpadkov ter k njihovi cimprejšnji ponovni uporabi prispevajo poleg ekonomskih spodbud in fiskalnih vzvodov tudi vse višji stroški odlaganja tako zaradi visoke cene prostora kot zaradi tehnicnih normativov za odlagališca, ki naj bi pripomogli k znižanju dolgorocnih tveganj za okolje. Izredno pomemben je možen pretok odpadkov za osnovno ali energetsko izrabo širom EU, za kar sta v znatni meri že vzpostavljeni oz. se dograjujeta potrebna infrastruktura ter ustrezna poenotena zakonodaja v mednarodni trgovini z odpadki, ceprav naj bi za svoje odpadke na lastnem ozemlju poskrbele predvsem države clanice EU.

3.2.2 Strateške usmeritve ravnanja z odpadki v RS Temeljne ugotovitve v Porocilu o stanju okolja 1995, ki ga je sprejela vlada RS na 177. seji dne 11. januarja 1996 in ga poslala v obravnavo DZ RS kot dokument Predlog porocila o stanju okolja 1995 -EPA 1378-, Porocevalec DZ RS, so naslednje: 2 Predlog Nacionalnega programa varstva okolja – Porocevalec DZ RS

160

• razmere pri ravnanju z odpadki so kriticne, • podrocje ravnanja z odpadki je uvršceno med temeljne okoljske probleme in • razreševanja te problematike je prednostno. Zato je Ministrstvo za okolje in prostor na podlagi strokovnih podlog pripravilo predlog strateških usmeritev Slovenije za ravnanje z odpadki. S to strategijo Republika Slovenija opredeljuje temeljne usmeritve in cilje pri ravnanju z odpadki ter doloca hierarhijo možnih nacinov ravnanja ob upoštevanju razvoja gospodarstva, znacilnosti države izvoznice in vkljucevanja Slovenije v evropske povezovalne procese. Strategija za ravnanje z odpadki je dokument izvršne in zakonodajne veje oblasti o usmeritvah in oblikovanju ukrepov, ki omogocajo nadzor nad odpadki, zmanjšanje njihovih kolicin in nevarnostnega potenciala, optimalno izrabo snovne in energetske vrednosti odpadkov in kot koncni rezultat razbremenjevanje in varovanje prostora kot nacionalne vrednote zaradi odlaganja odpadkov. Odpadki so hkrati okoljska in gospodarska prvina. So vir obremenjevanja okolja, ko jih je treba odlagati ali skladišciti. Možna koristna izraba njihovih lastnosti vpliva na ekonomsko in okoljevarstveno ucinkovitost proizvodnih subjektov; istocasno ravnanje z odpadki v vseh stopnjah predelave in obdelave pomeni odpiranje novih delovnih mest v storitvenih in proizvodnih dejavnostih. Splošno uveljavljen nacin ravnanja z odpadki v Sloveniji je odstranjevanje odpadkov z mesta nastanka in odlaganje na bolj ali manj urejena odlagališca. Kljub tradiciji na podrocju sekundarnih surovin obseg izrabe snovne vrednosti odpadkov upada in tako se izgublja surovinski potencial odpadkov zaradi pomanjkanja ustreznih ekonomskih ukrepov. Družbeno je izrazito poudarjena potreba po odstranjevanju odpadkov z mesta nastanka, vendar ob hkratnem negativnem odnosu do objektov za ravnanje z odpadki v posameznih okoljih; takšne razmere so predvsem posledica dosedanjega nacina oskrbe odpadkov.

3.3 Lastnosti trdnih odpadkov Poznavanje lastnosti trdega odpada je zelo pomembno za njihovo razvršcanje, sortiranje, reciklažo in zaradi uvajanja postopkov njihovega energijskega izkorišcanja. Med pomembnejše lastnosti trdnih odpadkov uvršcamo sestavo oziroma dolocitev posameznih sestavin, velikost posameznih delov, vsebnost vlage, gostota, kemijska sestava in energijska vrednost. Dosedanja analiza in nadzor deponiranih komunalnih odpadkov je pokazala, da se struktura sestava odpada giblje v dolocenih približnih mejah (tabela 3.1), ki pa so odvisne od družbenega standarda,vrste in obsega dejavnosti v urbanih sredinah in tudi od letnega casa. Vlažnost komunalnih odpadkov je obicajno izražena z razmerjem mase vlage na enoto mase suhega ali vlažnega odpada. V naslednji tabeli so podane tipicne vrednosti vsebnosti vlage posameznih sestavin komunalnih odpadkov.

161

Tabela 3.1: Tipicne sestavine trdnih komunalnih odpadkov

Sestavina Masni delež v [%] Ostanki hrane 6 - 26 Papir 15 - 45 Lepenka 3 - 15 Plastika 2 - 8 Tekstil 0 - 4 Guma 0 - 2 Usnje 0 - 2 Vrtno grmicevje 0 - 20 Les 1 - 4 Steklo 4 - 16 Konzerve 2 - 8 Železove spojine 1 - 4 Barvne kovine 0 - 1 Prah, pepel, itd. 0 - 10

Tabela 3.2: Tipicne vrednosti vsebnosti vlage posameznih sestavin komunalnih odpadkov

Sestavina Masni delež vlage v [%] Ostanki hrane 70 Papir 6 Lepenka 5 Plastika 2 Tekstil 10 Guma 2 Usnje 10 Vrtno grmicevje 60 Les 20 Steklo 2 Konzerve 3 Železove spojine 3 Barvne kovine 2 Prah, pepel, itd. 8

162

V primeru nadaljnje predelave trdnih komunalnih odpadkov je nekatere izmed njih potrebno sušiti, kar poteka pri 24 urnem segrevanju na temperaturi 77 °C. Navedeni cas in temperatura sta potrebna le za sušenje odpadkov v smislu izlocanja površinske vlage, pri cemer pa ne prihaja do izlocanja kemicno vezane vlage v posameznih sestavinah. Gostota komunalnega odpada zelo variira glede sestave in vira nastanka v smislu njegove geografske lokacije, letnega casa in casa zadrževanja v zbiralnikih. V tabeli 3.3 so podane tipicne vrednosti gostote posameznih sestavin komunalnega odpada, pri cemer je upoštevana tudi njihova oblikovna raznolikost. Pri deponiranju komunalnih odpadkov pa je zelo pomemben tudi podatek o volumski kompaktnosti posamezne sestavine na 1000 kg vzorcnega komunalnega odpada. Tabela 3.3: Vrednosti gostot posameznih sestavin trdnih komunalnih odpadkov

Gostota v [kg/m3] Sestavina Obmocje Tipicna vrednost Ostanki hrane 120 ÷ 480 290 Papir 30 ÷ 130 85 Lepenka 30 ÷ 80 50 Plastika + Folije 30 ÷ 130 65 Tekstil 30 ÷ 100 65 Guma 90 ÷ 200 130 Usnje 90 ÷ 260 160 Vrtno grmicevje 60 ÷ 225 105 Les 120 ÷ 320 240 Steklo 160 ÷ 480 195 Konzerve 45 ÷ 160 90 Železove spojine 120 ÷ 1200 320 Barvne kovine 60 ÷ 240 160 Prah, pepel, itd. 320 ÷ 960 480

V splošnem se gostota nekomp aktiranih komunalnih odpadkov nahaja v obmocju 90 ÷ 180 kg/m3, z ustreznimi postopki kompaktiranja (dehidracija, mletje, stiskanje itd.) pa je moc gostoto komunalnega odpada povecati tudi do 600 kg/m3, kar zelo ugodno vpliva na kasnejše deponiranje, saj tako pripravljeni odpadki zahtevajo bistveno manj prostora. Poznavanje kemijske sestave komunalnega odpada je prav tako velikega pomena predvsem s stališca ocene njihove energijske vrednosti. Ce želimo uporabljati trde komunalne odpadke kot gorivo moramo poznati naslednje pomembne parametre: • kvantitativna analiza

∗ vlaga, ∗ vsebnost hlapljivih snovi, ∗ vsebnost stabilnega ogljika (ne sodeluje v procesi zgorevanja),

163

∗ ostanek (pepel in negorljive sestavine); • temperatura tališca pepela; • kvalitativna analiza - dolocitev deleža ogljika (C), vodika (H), kisika (O), dušika (N),

žvepla (S) in pepela; • kurilnost. Tipicne vrednosti kvantitativne analize posameznih komponent komunalnih odpadkov so podane v tabeli 3.4. V tabeli 3.5 pa so podane tipicne vrednosti kvalitativne analize povprecnega komunalnega odpada s pomocjo katerih lahko z uporabo modificirane Dulongove formule Hi = 337C+1428(H - O/8)+9S [kJ/kg] (en. 3.1) kjer je: C - masni delež ogljika v odstotkih, H - masni delež vodika v odstotkih, O - masni delež kisika v odstotkih, S - masni delež žvepla v odstotkih; ocenimo kurilnost oziroma energijsko vrednost komunalnih odpadkov. Tabela 3.4: Tipicne vrednosti kemijske analize povprecnega komunalnega odpada

Predmet analize Obmocje v mas. [%] Tipicna vrednost v mas. [%] Kvantitativna analiza Vlaga 15 ÷ 40 20 Hlapljive snovi 40 ÷ 60 53 Stabilni ogljik 5 ÷ 12 7 Negorljiva snov 15 ÷ 30 20 Kvalitativna analiza Ogljik 40 ÷ 60 47 Vodik 4 ÷ 8 6 Kisik 30 ÷ 50 40 Dušik 0,2 ÷ 1,0 0,8 Žveplo 0,05 ÷ 0,3 0,2 Pepel 1 ÷ 10 6 Kurilnost - energijska vrednost v [kJ/kg] Delež organskih snovi 12×103÷16×103 14×103 Skupno 8×103÷12×103 10×103

Tabela 3.5: Tipicne vrednosti kvalitativne kemijske analize gorljivih sestavin komunalnega odpada

Masni delež sestavine v [%] (suha osnova) Sestavina ogljik vodik kisik dušik žveplo pepel

164

Ostanki hrane 48,1 6,4 37,6 2,6 0,4 5,0 Papir 43,5 6,0 44,0 0,3 0,2 6,0 Lepenka 44,0 5,9 44,6 0,3 0,2 5,0 Plastika 60,0 7,2 22,8 - - 10,0 Tekstil 55,0 6,6 31,2 4,6 0,15 2,5 Guma 78,0 10,0 - 2,0 - 10,0 Usnje 60,0 8,0 11,6 10,0 0,4 10,0 Vrtno grmicevje 47,8 6,0 38,0 3,4 0,3 4,5 Les 49,5 6,0 42,7 0,2 0,1 1,5 Prah, pepel, itd. 26,3 3,0 2,0 0,5 0,2 68,0

3.4 Družbeni tok snovi in nastanek odpadkov Spoznanje, da živimo v svetu koncnih dimenzij, kjer ni možno v nedogled odlagati cedalje vecjih kolicin odpadkov (nadzorovano in nenadzorovano) nas opozarja, da moramo uvajati nove in vedno bolj ucinkovite postopke ravnanja s trdnimi odpadki, ki bodo omogocali redukcijo trdnega odpada, ki bo v koncni fazi ekvivalentna njegovi neposredni oziroma posredni produkciji. Najvecji pomen sodobnega ravnanja s trdnimi odpadki je v zmanjševanju škodljivih vplivov na okolje, ki jih v najvecji meri povzroca nekontrolirano odlaganje in pomanjkljiva predelava oziroma deponiranje trdnih odpadkov še posebno tistih, ki jih uvršcamo v skupino nevarnih odpadkov. Da bi v danem okolju in dolocenih razmerah kar najbolje ocenili razpoložljive možnosti ravnanja s trdimi odpadki, je potrebno upoštevati: • družbeni pretok snovi, • možnosti zmanjševanja kolicin primarnih surovin, • možnosti primarnega zmanjševanja kolicin trdega odpada na vseh nivojih, • možnosti ponovne uporaba odpadnih snovi na mestu nastanka, • možnosti snovne izkorišcenosti odpadkov, • možnosti energijskega izkorišcanja odpadkov, • vsakodnevne aktivnosti, ki so v povezavi z nastankom oziroma ravnanjem s trdimi

odpadki. Slika 3.1 poenostavljeno prikazuje družbeni pretok snovi oziroma blaga in s tem kako in kje prihaja do nastanka trdih odpadkov v sodobni tehnološki družbi.

165

Slika 3.1: Posplošen prikaz družbenega pretoka snovi

Trdi odpadki nastajajo že pri pridobivanju surovin (npr. v rudarstvu), pri vsakem nadaljnjem postopku predelave surovin do izdelave produkta za koncno uporabo pa prihaja do naknadnega nastanka odpadkov. Najbolj pestra struktura in tudi najvecja kolicina trdnih odpadkov pa nastaja pri vsakodnevni uporabi proizvodnih produktov. Pomemben prispevek kumulativnemu zmanjševanju trdnih odpadkov je vsekakor zmanjševanje kolicin vhodnih surovin, kar pa je v veliki meri odvisno predvsem od kvalitete proizvodnih procesov in zmanjšanja kolicin odpadkov na mestu nastanka, kar predstavlja najbolj ucinkovit nacin zmanjševanja obsega porabe vhodnih surovin. V vsakem primeru pa je proces zmanjševanja porabe surovin tudi v tesni povezavi s stopnjo razvoja dolocene družbe in na katerega ima velik vpliv tudi nacionalna politika. V splošnem je moc kolicino trdnih odpadkov zmanjšati na vec nacinov, npr.: • zmanjševanje kolicine vhodne surovine, • povecanje življenjske dobe izdelkov, kar pa pogosto ni v skladu z interesi proizvajalcev, • zmanjšanje kolicin embalažnih materialov. Najvecje možnosti splošnega zmanjšanja kolicin trdnih odpadkov pa je moc doseci šele s spremembami nacionalnih življenjskih prioritet, ki so v tesni povezavi z družbenimi gospodarskimi in ekonomskimi tokovi. Velik doprinos k zmanjševanju množine trdnih odpadkov ima ponovna uporaba odpadnih snovi, kar pogosto imenujemo reciklaža odpadnih surovin. Dalec najvecja stopnja reciklaže je

surovine ostanki pridobivanja

proizvodnja odpadni material

sekundarna proizvodnja

potrošnik

proces, Reciklaža

koncni odpadki

tok surovin in blaga

tok odpadnih snovi

166

danes dosežena na podrocju embalaže. Vse bolj pa se tovrstnih postopkov poslužujejo tudi v avtomobilski industriji, kjer je najvecji poudarek na ponovni uporabi predvsem umetnih mas, plocevina in ostali kovinski deli pa so uporabni pri ponovni proizvodnji jekla oziroma drugih kovin. Poseben primer reciklaže je tako imenovana ponovna neposredna uporaba nekaterih sestavin trdnega odpada, na primer uporaba starega papirja, plasticnih mas, stekla, barvnih kovin. Analiza povprecnega vzorca trdega odpada je pokazala, da je približno 70% sestavin organskega izvora, kar pomeni, da vsebujejo trdni odpadki relativno veliko množino notranje energije, ki jo je moc koristno uporabiti. Najbolj pogost nacin energijskega izkorišcanja trdih odpadkov je vsekakor zgorevanje, katerega postopki se razlikujejo glede na vrsto sestavine trdnega odpada. Na ta nacin lahko neposredno zmanjšamo kolicino trdnih odpadkov poleg tega pa pridobljeno toplotno energijo lahko uporabimo bodisi v komunalne ali celo v proizvodne namene.

3.5 Stanje na podrocju ravnanja z odpadki v Sloveniji V Sloveniji sestavljajo preko 90% odpadkov iz naselij komunalni odpadki in njim podobni odpadki iz gospodarstva in obrti ter odpadni avtomobili. Ker se locen zajem odpadkov na izvoru še ni dodobra razvil, izraba snovne vrednosti zbranih odpadkov je minimalna, objektov za izrabo energijske vrednosti teh odpadkov še nimamo, bodo vse razpoložljive odlagalne zmogljivosti obstojecih komunalnih odlagališc (teh je v Sloveniji trenutno 60) brez ucinkovitih ukrepov v nekaj naslednjih letih izcrpane. Nevarnostni potencial komunalnih odlagališc vkljucno z avtomobilskimi odpadi in divjimi odlagališci je visok zaradi raznovrstnosti odloženih odpadkov, neurejenosti odlagališc ter v mnogih primerih neustreznosti lokacij. Odlagališca so razpršena po vsem slovenskem prostoru in realno skoraj vsa pomenijo stara bremena, potrebna bolj ali manj zahtevnih in temu ustrezno financno podprtih sanacijskih ukrepov. Odlagališca so pretežno na geološko in hidrološko neprimernih obmocjih, ogrožajo vire pitne vode in podtalnico ter drugace okoljsko obcutljiva ali celo zavarovana obmocja. Pri inventarizaciji odlagališc v Sloveniji je ugotovljeno: • imamo 53 odlagališc, ki so v upravljanju komunalnih podjetij za ravnanje z odpadki • pravni status odlagališc glede obratovanja je zelo razlicen, nekatera niso niti v prostorskih

nacrtih, ena imajo samo gradbeno dovoljenje, nekaj jih je z obratovalnim dovoljenjem. Podatki o odlagališcih so prikazani v grafih (slika 3.2 in 3.3).

167

11%

23%

11%30%

4%

21%

PUP Ni v aktih Gradbeno dovoljenje

Uporabno dovoljenje Ureditveni nacrt Lokacijsko dovoljenje

Slika 3.2: Pravni status odlagališc

9%9%

15%

34%

33%

> 20ha 10-20ha 5-10ha 2-5ha < 2ha

Slika 3.3: Delitev deponij po velikosti

10%

61%

29%

Skupina A Skupina B Skupina C

Slika 3.4: Skupina A: zaradi vec ali enega dokazanega vpliva ogroženost okolja. Vecinoma so to odlagališca na krasu ali na obmocjih z odloki zavarovanih vodnih virov ( 7 lokacij); Skupina B: za nadaljnje odlocitve o sanacijskih posegih bodo potrebne obsežnejše

raziskave; Skupina C: kljub izvedenim raziskavam ni dokazov, da ogrožajo okolje ( 16 lokacij) Sloveniji je bilo v letu 1999 po zadnjih podatkih vkljuceno v redni odvoz komunalnih odpadkov okrog 90% prebivalcev. Procent vkljucenosti se je od leta 1995 ( 76% ) povecal za 14%. Povecan odstotek vkljucenosti na redni odvoz odpadkov pa pomeni tudi vecjo kolicino

168

zbranih odpadkov. V Sloveniji je bilo v letu 1999 zbranih okrog 3.300.000 m3 odpadkov ali izraženo z racunsko doloceno težo 1.000.000 t odpadkov. V primerjavi z letom 1995, ko je bilo zbranih 2,850.000 m3 oziroma 850.000 t, pomeni to povecanje 16%. Na odlagališcih komunalnih odpadkov poleg cca 2.420.000 m3 (887.000 t) gospodinjskih odpadkov letno odložimo še okrog 610.000 m3 (370.250 t) industrijskih odpadkov, cca. 240.000 m3 (389.000 t) gradbenih odpadkov in okrog 41.000 m3 (enako ton) blata iz vodocistilnih naprav. Pricakovati je tudi povecanje števila izrabljenih vozil. Prognoze rasti kolicin teh odpadkov so preko 990.000 ton letno v letu 2000 do 1.200.000 ton letno v letu 2010. Poleg avtoodpadov imamo v slovenskem prostoru surovinski trg za preprodajo razlicnih kovinskih odpadkov, vendar prodaja odpadnih kovin in stiskanje avtomobilov okoljsko ni sprejemljiva rešitev. Zraven tega razgradnja rabljenih avtomobilov ekonomsko ne pokriva omenjene dejavnosti. Stari zapušceni avtomobili onesnažujejo okolje z naftnimi derivati, PCB, težkimi kovinami itd. Gradbeni odpadki predstavljajo okrog cetrtino vseh nastalih odpadkov. Ocena je okrog 5.000.000 ton gradbenih odpadkov letno. V obsegu investicijske prednostne naloge , kjer je strateški cilj varstva okolja doseganje okolju prijaznega razvoja, je tudi strategija ravnanja s trdnimi odpadki, ki je opredeljena tudi v Nacionalnem programu varstva okolja. Nacela: • reševanje problema trdnih odpadkov z zmanjšanjem prostornine na samem izvoru, kot tudi

razvršcanje odpadkov,

• povecanje sortiranja in recikliranja trdnih odpadkov in s tem zmanjševanje kolicin toplogrednih plinov,

• povecanje sortiranja in recikliranja trdnih odpadkov in s tem zmanjševanje kolicin toplogrednih plinov,

• zagotavljanje mreže objektov za ravnanje s trdnimi odpadki,

• postopna odprava starih bremen.

V obsegu investicijskih vlaganj je predvidena : • izgradnja regijskih centrov za ravnanje z odpadki Štajerske (CEGOR), Dolenjske,

Gorenjske (CERO), osrednje Slovenije, Posavja, Zasavja, Prekmurja (Puconci) in Ptuja s širšo okolico.

• gradnja novih odlagališc ter sanacija in širitev obstojecih odlagališc • gradnja demontažnih centrov za odpadna vozila (Cankova, Ljubljana, Maribor in Celje) • gradnja centrov za ravnanje z gradbenimi odpadki (Primorska, osrednja Slovenija,

Gorenjska in Štajerska) Ker je podrocje ravnanja z odpadki tudi ena od najhitreje razvijajocih se sodobnih panog, zahtevajo vedno nove tehnološke rešitve, hiter razvoj tehnicnih postopkov in opreme, nova dognanja pa tudi pred stroko postavljajo vedno nove izzive. Na lokalnem nivoju zaradi nezadostnega poznavanja problematike nove rešitve praviloma vnašajo v odgovorne strukture nezaupanje in nemir, strasti pa veckrat razvnamejo tudi mediji.

169

V slovenskem prostoru se pojavljajo izraziti odpori lokalnega prebivalstva. Pojavljajo se zahteve po odškodninah in rentah, ki veckrat mejijo na izsiljevanje. Onemogocanje aktivnosti pri izgradnji novih objektov oziroma iskanju lokacij se manifestira tako pri lokalnem prebivalstvu kot lokalni politicni javnosti v NIMBY in NIMET ucinku. Zato je potrebna komunikacijska podpora tem projektom na sistematicen nacin, dogovorjen na nivoju Ministrstva za okolje in prostor RS. Komunikacijska podpora mora obsegati uporabo razlicnih orodij in ukrepov: • izobraževanje v šolah in odgovorne vodje projektov, • distribucija zloženk in plakatov, • oglaševalne akcije v tisku, • reklamna radijska sporocila in video spoti, • tiskovne konference, • okrogle mize strokovne in politicne javnosti ter nevladnih organizacij.

3.6 Postopki ravnanja s trdnimi odpadki Eden najpomembnejših postopkov ravnanja s trdnimi odpadki so mehanski procesi zmanjševanja prostornine odpadkov, kar imenujemo tudi kompaktiranje trdnih odpadkov. Danes je vecina vozil za zbiranje gospodinjskih komunalnih odpadkov že opremljena z mehanskimi sistemi za stiskanje, ki omogocajo kar nekajkratno redukcijo trdnega odpada. Mehansko stiskanje trdnih odpadkov lahko poteka tudi neposredno na deponiji, kjer lahko postavimo montažno stiskalno linijo, ki ima to prednost, da jo lahko hitro selimo na drugo lokacijo, poleg tega pa lahko dosežemo vecjo stopnjo kompaktiranja, kar ima ugoden vpliv na podaljšanje aktivnega obdobja komunalne deponije. Dodatna prednost stiskanja odpadkov s klasicnimi stiskalnicami je tudi ugodna geometrijska oblika nastalih stiskancev, katerih gostota znaša v povprecju okoli 1100 kg/m3. Še bolj ucinkovito je moc volumen trdnih odpadkov zmanjšati z uporabo termicnih postopkov. Najbolj pogosto uporabljen nacin termicnega zmanjševanja kolicine gorljivih odpadkov je vsekakor zgorevanje pri cemer dosegamo tudi do 90% prostorninsko redukcijo trdnega odpada. Tovrsten nacin predelave trdnih odpadkov se je v preteklosti zdel zelo obetaven, danes pa se zaradi velikih emisij CO2 in nekaterih drugih škodljivih sestavin produktov zgorevanja izvaja v nekoliko bolj omejenem obsegu. Velik doprinos k zmanjševanju kolicin trdnih odpadkov ima sortiranje posameznih sestavin trdnega odpada na mestu nastanka. Sortiranje odpadkov lahko poteka s pomocjo posebnih zbiralnikov ali pa s pomocjo posebnih sortirnih strojev, ki so lahko namešceni v primernih prostorih komunalnih podjetij ali pa v neposredni bližini komunalnih odlagališc. Prednost tovrstnega nacina zmanjševanja kolicin trdnih odpadkov pred ostalimi je v cenenosti postopka in možnosti zbiranja reciklažnih materialov.

3.6.1 Loceno zbiranje in sortiranje na izvoru

170

Zbiranje in odvoz odpadkov je prva faza v celotnem sistemu ravnanja z odpadki. Pri zbiranju odpadkov poznamo v svetu BRING in TAKE sistem, ki se je prakticiral predvsem v Nemciji kot dualni sistem zbiranja odpadkov. V sistemu BRING obcana obvežemo prinesti odpadke na doloceno zbirno mesto, od koder jih potem odpeljemo v njihovo koncno oskrbo. Ta sistem zahteva visoko stopnjo osvešcenosti prebivalstva in je možen v gosto naseljenih podrocjih ( mestna podrocja – blokovska naselja ). V sistemu TAKE obcani zbirajo odpadke na licu mesta in je primeren za individualne stanovanjske hiše s hišnimi smetišcnimi posodami, ki se nahajajo v neposredni bližini stanovanjske hiše na za to dolocenem mestu. Pri nacrtovanju zbiranja in odvoza odpadkov je potrebno posebno pozornost posvetiti predvsem problemu pogostosti odvoza v odvisnosti od vrsta odpadka in izbranim smetišcnim posodam. Pri tem je posebno pomembno pravilno ravnanje z loceno zbranimi biološkimi odpadki. Za odpravo rizika okužbe izvajalcev sistema zbiranja in odvoza odpadkov je posebno pozornost posvetiti preprecevanju razvoja glivicne plesni v smetišcnih posodah. Da bi se izognili morebitni obolelosti zaradi glivicne plesni in drugim posledicam organskega razkroja odpadkov v posodi, praznimo smetišcne posode z biološkimi odpadki tedensko. Tedenski odvoz bioloških odpadkov povzroca seveda potrebo po dodatni delovni sili in smetišcnih vozilih, kar neposredno povzroca dodatne stroške odvoza. Posode za zbiranje in odvoz bioloških odpadkov moramo zaradi preprecitve smradu in da posode vizuelno dobro delujejo na ljudi, prati. To je potrebno tudi z vidika higiene in skrbi za zdravje ljudi. V pra ksi uporabljamo za zbiranje bioloških odpadkov posode z aeracijskimi pokrovi in mrežico za locevanje trdnega in tekocega dela odpadkov ter prezracevalnimi luknjami na stenah posode. Vozila za odvoz odpadkov imajo kapaciteto volumna 10 do 15 m3, kontejnerji pa od 10 do 25 m3 prostornine. Za vozila za odvoz bioloških odpadkov so primerna vozila s pralcem, kjer rotacijski boben , ki se napaja iz rezervoarja pralne vode prostornine 1 ÷ 1,5 m3, pod pritiskom cca. 80 barov pere stene koristnega prostora. Posebno pozornost posvetimo stroškom zbiranja in odvoza odpadkov. Na stroške odvoza vpliva vec faktorjev: • Gostota poselitve; primer na 100 m poti zbiranja odpadkov imamo 10 prebivalcev. Cena

odvoza znaša v povprecju 100 denarnih enot/tono. V primeru, da imamo na 100 m 100 prebivalcev , znaša povprecna cena 80 denarnih enot/tono. V primeru, da imamo za enako število prebivalcev na enem mestu namešceno baterijo štirih posod, znaša povprecna cena 60 denarnih enot/tono.

• Cas dviga in ponovne namestitve smetišcne posode na svoje mesto; ta je odvisen od tehnicne rešitve praznjenja posode na smetišcnem vozilu, ki je lahko od strani, od zadaj in od zgoraj. Druga odvisnost je od sistema BRING ali TAKE, ker je od tega odvisna tudi oddaljenost smetišcnih posod do kraja praznitve posode v smetišcno vozilo. Za podrocja z gosto poselitvijo so primerna vozila s popolnoma avtomatizirano napravo za praznjenje, ki se krmili iz kabine voznika. Pri tem kriteriju se srecujemo tudi s socialnim problemom ljudi, kajti ostareli in bolani ljudje nimajo možnosti, da bi izpolnili zahteve racionalne namestitve smetišcne posode, ki bi izvajalcu omogocila cim manjšo izgubo casa. Temu primerno izbiramo BRING ali TAKE sistem.

171

• Hitrost praznjenja posode; pri avtomatiziranem praznjenju na obmocju redke poseljenosti, so hitrosti cca 7 sekund po posodi, v gosto naseljenem podrocju pa bi naj s sodobnimi smetišcnimi vozili praznili istocasno v dva locena prekata vozila dve posode s casom praznjenja 8 do 12 sekund. Ce izracunamo za primer dnevne kapacitete 1000 smetišcnih posod, znaša skupna izguba casa pri dveh delavcih po 5 sekund/posodo skupno 1,4 ure dodatnega casa. Z dodatkom izgube casa smetišcnega vozila in voznika skupno 0,7 ure imamo cca 180 DM dodatnih stroškov na racun izgubljenega casa.

• Izgubljeni cas praznjenja, ki je odvisen od kvalitete smetišcnega vozila in prostornine prostora za odpadke.

• Število delavcev na smetišcnem vozilu; v gosto naseljenem podrocju prakticiramo z dvema delavcema zraven šoferja, ki praznita smetišcne posode socasno in s tem se zmanjša cas uporabe vozila. V redko naseljenem podrocju in ki ima uveden sistem locenega zbiranja, je racionalno, da imamo dva delavca s smetišcnim vozilom z dvema prekatoma za odpadke (biološki in ostali odpadki).

• Optimiranje transportne poti, prostornine prostora za odpadke in ali odpadki stisnjeni ali ne pri transportu do mesta predelave. Vsi trije faktorji so medsebojno odvisni in so od primera do primera v razlicnih kombinacijah.

• Število in lokacija stojnih mest za posode ter njihova prostorsko racionalna namestitev (primer ekološki otok): ∗ ekološki otok z odvzemom enega parkirnega mesta; prednost takšne izvedbe je v

primeru že utrjene površine, da je gladek prehod med dovozno površino in stojnim mestom ter da je zagotovljen dovolj velik manipulativni prostor slika 3.5);

∗

Slika 3.5: Ekološki otok na parkirnem mestu ∗ ekološki otok na vogalu ulice; lokacija na križišcu je dobra zaradi preglednosti in

dostopnosti širšemu okolju. Vecinoma se uporablja v individualnih naseljih. V primeru širitve ekološkega otoka je mnogokrat vprašljiv razpoložljiv prostor. Posebno

172

pozornost namenjamo prometni in manipulativni varnosti, zato upoštevamo varnostne razdalje posod od prometnih površin (slika 3.6) ;

Slika 3.6: Ekološki otok na vogalu ulice

∗ ekološki otok med ograjo in cestišcem; edini pogoj je dovolj prostora med ograjo in cestišcem ter varnostna razdalja posod od prometne površine (slika 3.7).

Slika 3.7: Ekološki otok med ograjo in cestišcem

Zmanjševanje in locevanje odpadkov na izvoru je prvi cilj strategije ravnanja z odpadki, kar moramo uveljaviti tudi na vseh Slovenije. Katere vrste odpadkov bomo locevali na izvoru, je odvisno od možnosti predelave loceno zbranih odpadkov in plasmaja teh odpadkov na tržišcu v svojstvu sekundarnih surovin.

173

Danes imamo v Sloveniji razširjeno locevanje odpadnega papirja in stekla, ker za to vrsto odpadkov še vedno deluje tržišce, tudi s tržnimi nišami v tujini (steklo - Hrvatska, Italija; papir - Slovenija, Italija, Avstrija). Pri steklu locujemo belo in barvno steklo. Zbiranje starega železa je tudi predmet loceno zbranih odpadkov, ker zanj prav tako lahko zagotovimo odjemalca. Nazadnje je kot loceno zbrani odpadek biološki odpadek v gospodinjstvih, ki se uporablja kot surovina za proizvodnjo komposta po aerobnem postopku predelave bioloških odpadkov, oziroma anaerobnem postopku predelave z glavnim produktom bioplinom. Kompost lahko uporabljamo glede na sejalne frakcije v vrtickarstvu, cvetlicarstvu in v kmetijstvu. Kompostno maso, ki po svoji cistosti in frakciji ni primerna za eno od zgoraj navedenih podrocij, lahko uporabimo kot material za rekultivacijo deponijs kih prostorov. Bioplin je energijsko koristen za proizvodnjo el. energije ali kot energent za ogrevanje s plinom. Locevanje plastike iz polietilena (PE), polivinilkloridov (PVC), polistirenov (PS) in ostale plastike je zaradi premajhnega odjema tržno neaktualno. Za razliko od izdelkov iz recikliranega papirja, stekla ali kovin, za katere je trg bolj ali manj opredeljen in ga razpoznavajo tudi potrošniki, je pri izdelkih iz reciklirane plastike potrebno za njihovo uveljavitev mnogo vec marketinškega napora. Pri tem so glavna tržna niša proizvajalci polimernih materialov. V celotnem sistemu locenega zbiranja odpadkov je pri že ustaljenem nacinu locenega zbiranja na izvoru v gospodinjstvih, kjer so namešcene smetišcne posode za papir in steklo prostornine 1.100 l in posode za biološke odpadke prostornine 240 l ter za ostale odpadke posode prostornine 240 l, aktualen predlog uvedbe zbirnih dvorišc za odpadke v gospodinjstvih, ki nastajajo kot višek ob hkratnem rednem odvozu gospodinjstvih odpadkov. V zbirnih dvorišcih, kot zaprtem ograjenem prostoru pod nadzorom, odlagajo obcani odpadke v kesone, in sicer v vsak keson doloceno vrsto odpadka (elektroniko, železo, papir in kartonsko embalažo, plastiko, les, belo tehniko, embalažo tetrapak, gradbene odpadke); nevarni odpadki se odložijo loceno v zato pripravljenih zaprtih posodah. Zbirna dvorišca predstavljajo po nemškem vzorcu BRING sistem, ekološki otoki pa predstavljajo TAKE sistem. Ekološki otoki in zbirna dvorišca so nacin reševanja sistema locenega zbiranja komunalnih odpadkov v skladu z Odredbo o oskrbovalnih standardih za loceno zbrane frakcije odpadkov (v fazi sprejemanja).

3.6.2 Reciklaža odpadkov Na osnovi reciklaže oziroma ponovne uporabe odpadnih snovi v snovnem in energijskem smislu, lahko bistveno zmanjšamo kolicino trdih odpadkov, ki jih je potrebno odložiti na deponijo. V splošnem lahko torej reciklažo delimo na dva dela: • snovna izraba odpadkov, • energijska izraba odpadkov oziroma ostankov po snovni izrabi. Pri tem igra pomembno vlogo tudi ustrezna zakonodaja, ki z ustreznimi predpisi in zakonskimi dolocili mocno omejuje kolicine trdih odpadkov namenjenih prostemu odlaganju na komunalnih deponijah. Na primer Kalifornijski predpisi iz leta 1993 AB939 zahtevajo, da se kolicina trdega komunalnega odpada zmanjša za 50% do leta 2000. Po predlogu evropske zakonodaje iz l. 1992 pa pricakujemo v 10 letih tudi do 90% redukcijo embalažnih materialov

174

na komunalnih deponijah. Seveda niso vse snovi enako zanimive s stališca reciklaže oziroma ponovne uporabe, med najpomembnejše reciklažne materiale uvršcamo aluminij (razne plocevinke), papir, lepenka, steklo, plastika in nekateri gradbeni materiali. Obstaja tudi nekaj možnosti ponovne uporabe nekaterih organskih odpadkov: • kompostiranje, • anaerobni razpad, • proizvodnja živalske hrane, • sežig. Zelo dobro so reciklaže sposobni tudi razni materiali kot so avtomobilski akumulatorji, lesni ostanki, deli televizorjev in racunalniške opreme. Za dosego visoke stopnje reciklaže je najvecjega pomena ucinkovitost mehanskih oziroma elektro mehanskih postopkov sortiranja trdih odpadkov.

3.6.2.1 Snovna izraba bioloških odpadkov V zadnjih letih je bilo vloženih veliko naporov za izboljšanje postopkov obdelave bioloških odpadkov iz gospodinjstev ter iz industrije in obrti. Razvoj in uporaba tehnik je povzrocilo medsebojna nesoglasja v stroki in istocasno razumevanje kompleksnega ucinka mnogih komponent naprav za predelavo bioloških odpadkov. V praksi se soocamo s širokim spektrom biogenih organskih odpadkov, ki imajo razlicno sestavo v strukturi in vsebujejo tudi problematicne snovi. Zaradi takšnih ugotovitev je kompostiranja) in anaerobnega sistema (Vergärung) se kažejo sinergijski ucinki pri energijski vrednosti bioloških odpadkov, vsebnosti vode, dezodoriranju odpadnega zraka, cišcenju odpadnih vod in fleksibilnosti celotnega sistema. Energijska izraba odpadkov omogoca lastno zagotavljanje potrebne energije recikliranja, med drugim tudi za postopek sušenja, v kolikor je preostanek odpadkov planiran za sežig. Sestavni del celotnega sistema je nedvomno energijska izraba proizvedenega bioplina v plinskih motorjih. Na sliki 3.8 je prikazan tehnološki postopek obdelave loceno zbranih bioloških odpadkov s kombinacijo aerobnega sistema (kompostiranja) in anaerobnega sistema. Nekatere organske ses tavine trdih komunalnih odpadkov lahko izkoristimo za proizvodnjo humusa (visoko hranljiva biomasa), kar imenujemo tudi kompostiranje. Kompostiranje je aerobni proces pri cemer mikro organizmi ob prisotnosti kisika razgrajujejo organske sestavine komunalnih odpadkov (predvsem ostanki hrane), pri tem pa prihaja do nastanka novih celic in nekaterih plinov, kar lahko ponazorimo s sledeco reakcijo:

.43222 SONHOHCOO ++++ →+ celice novesnov Organska bakterije aerobne (en. 3.2)

175

Slika 3.8: Možnosti izrabe bioloških odpadkov Pri kompostiranju so pomembne tudi nekatere druge spojine oziroma kemijski elementi iz skupine hranil (nutrienti) kot so: dušik, fosfor, kalij, magnezij, kalcij in natrij. Ce te spojine v komunalnem odpadu niso prisotne jih moramo naknadno dodati, kar pa obicajno poteka s pomocjo avtomatskih dozirnih naprav, ki glede na trenutno analizo trdega komunalnega odpada dodajo potrebno kolicino dolocenega nutrienta. Koncni produkt kompostiranja je, kot smo že omenili humus obogaten z raznimi minerali, ki ga zelo koristno uporabljamo v vrtnarstvu in kmetijstvu. Proces kompostiranja lahko poteka na vec nacinov: klasicno v posebnih zracenih kanalih, aeriranih kopah ali v zato posebej zgrajenih reaktorjih. Cas kompostiranja je mocno odvisen od uporabljenega sistema, v zracenih kanalih traja ves postopek okoli 3 mesece, v aeriranih kopah nekaj tednov, v reaktorjih pa je proces mikrobiološke presnove lahko zakljucen že v nekaj urah. Ko govorimo o kompostu, kot produktu enega od nacinov predelave bioloških odpadkov, je pomembno soociti se s škodljivimi snovmi v kompostu.To je še posebej pomembno z vidika zašcite tal, v katera se kompost vgrajuje, bodisi na vrtove ali vecje kmetijske površine. V Sloveniji so mejne vrednosti polutantov v kompostu dolocene z Uredbo o vnosu nevarnih snovi in rastlinskih hranil v tla in sicer v clenu 11 Uredbe.

Priprava bioloških odpadkov

Kontinuirani anaerobni sistem

( Vergärung )

Priprava bioplina

Toplarna s plinskimi motorji

Odvadnjavanje anaerobnega sistema

Cišcenje odpadnih voda

Aerobni sistem kompostiranja v zaprtem sistemu

Priprava komposta

Vlaženje in cišcenje odpadnega zraka

Strukturirani biološki odpadki z visoko vlažnostjo

Aerobni substrat- ogrevan z lastno toploto

Biop

lin

Kompoststopnja

razgradnje II-V

Toplota

Elektrika

Odpadni plin

Zrak za zgorevanje

Biološki odpadki za kompostiranje

Odpadna tehnološka voda

iz anaerob. sistema

Toplota

Povratna procesna

voda

ToplotaVoda

Bioplin

Bioplin

Odpadni zrak iz celotnega obmocja

( priprava, kompostiranje )

176

Tabela 3.6: 11. clen Uredbe o vnosu nevarnih snovi in rastlinskih hranil v tla

Polutant

Kompost z neomejeno uporabo

[mg/kg suhe snovi]

Kompost z omejeno uporabo, blato cistilne naprave

[mg/kg suhe snovi] kadmij in njegove spojine 1 5 baker in njegove spojine 100 600 nikelj in njegove spojine 30 80 svinec in njegove spojine 120 500 cink in njegove spojine 400 2000 živo srebro in njegove spojine 1 5 celotni krom 100 500 šestvalentni krom Cr* 25 50

Zraven gornjih parametrov se v praksi v kompostu analizirajo še sledeci osnovni parametri, prikazani v tabeli 3.7. Tabela 3.7: Analiza parametrov komposta v praksi

Parameter Enota Standard Rezultati komposta

(Snaga Maribor) pH ISO 10390 8,8

Elektroprevodnost µS/cm ISO DIS 11265 1600

Skupni organski ogljik - TOC % ISO 10694 19,0

Ostanek po sušenju (105 °C) % SIST ISO 11465 60

Spojine dušika ( skupno ) % SIST ISO 11261 1,9

Razmerje C/N ONORM S 2023 10,0

Fosfor (skupni) % DIN 38414-S12 1,18

Vrednosti polutantov so odvisne od onesnaženosti bioloških odpadkov kot vhodne surovine. Podatki kažejo, da je kontaminacija odvisna od vrste biološkega odpadka in od obmocja, s

katerega biološki odpadek prihaja.

3.6.2.2 Snovna izraba plastike

Obstajajo razlicne strategije reševanja problematike plasticnih odpadkov, ki jim v razvitih državah posvecajo veliko pozornost. Plasticni odpadki imajo v primerjavi z drugimi vrstami materialov marsikatere znacilnosti, ki otežujejo ponovno uporabo. Kljub za zdaj še velikokrat neugodnim tehno-ekonomskim kazalcem (slabšanje lastnosti polimerov zaradi degradacije, visoki stroški zbiranja in locevanja, nezainteresiranost trga za izdelke iz ponovno predelane odpadne plastike) se napoveduje povišanje deleža recikliranih plasticnih materialov. Za razvoj dejavnosti recikliranja odpadne plastike je bistven tudi napredek pri izboljšanju lastnosti heterogenih plasticnih odpadkov, ker se velika vecina plasticnih odpadkov izloca iz

177

potencialnih reciklažnih tokov prav zaradi prevelike heterogenosti in previsokih stroškov locevanja. Odpadna plastika se sestoji iz razlicnih vrst polimerov. Vsak polimer in vsak tip posameznega polimera se odlikuje z doloceno kombinacijo fizikalno-kemijskih lastnosti, ki vplivajo ne le na njihovo podrocje uporabe, temvec tudi na predelovalne možnosti. Zato so razlicne vrste in tipi plastike uveljavljeni na razlicnih in ozkih podrocjih uporabe. Za vsak polimer obstojajo specificni postopki predelave in polimeri, ki se najbolj pojavljajo med odpadki (polietilen, polivinilklorid, polipropilen, polistiren in drugi) so med seboj nekompatibilni in na ta nacin nerešljivi, kar povzroca enega od glavnih problemov mehanskega recikliranja. Že majhne kolicine enega polimera v drugem lahko bistveno poslabšajo njegove mehanske lastnosti. Zraven tega imamo dodatno onesnaženost odpadne plastike z drugimi odpadki, kot npr. papir, steklo, kovine, tekstil. Vecina naporov pri materialnem recikliranju heterogenih plasticnih odpadkov je usmerjena v procese locevanja posameznih vrst polimerovin nadaljno predelavo locenih, to je homogenih odpadkov. Obstajajo razlicne tehnologije locevanja mešanih odpadkov termoplastov, pri cemer je najznacilnejšo locevanje na osnovi razlicnih gostot polimerov v vodi, uporaba hidrociklonov in centrifug, opticne metode z uporabo senzorjev, flotacija, locevanje z organskimi topili ipd. Postopki sortiranja, cišcenja, sušenja in locevanja postavljajo omejitve glede ekonomske upravicenosti materialnega recikliranja odpadne plastike. Ena od prednosti mehanske predelave heterogenih odpadkov iz plastike je, da odpadejo zamudni in dragi postopki locevanja in cišcenja. Reciklirni materiali po tem postopku imajo vecidel skromne mehanske in opticne lastnosti, kar znižuje kakovostno raven regranulata. Najvišje kakovosti namrec dosegamo z regenerati, ki so proizvedeni iz homogenega polimernega materiala in to ne le na sestavo, ampak tudi na obliko odpadka (folije, plastenke, razni tehnicni deli ipd.). V takšnih primerih so stroški recikliranja ponavadi bistveno nižji, hkrati pa je postopek mehanskega recikliranja glede obremenjevanja okolja sprejemljivejši kot n. pr. postopek energijske izrabe plasticnih odpadkov s pomocjo termicne obdelave. Kaskadni sistem izkorišcanja odpadkov iz poliolefinov je prikazan na sliki 3.11. Kompatibilizacija je metoda, s katero izboljšamo mehanske lastnosti mešanic iz svežih nemešljivih polimerov. Laboratorijski preizkusi so pokazali, da je ta metoda ucinkovita tudi za nekatere vrste plasticnih odpadkov iz termoplastov. Bistvo te metode je, da izboljšamo mehanske lastnosti takšnih materialov brez locevanja ali samo delnega locevanja z uporabo posebnih polimernih dodatkov, tako imenovanih kompatibilizatorjev, katere predstavljajo površinsko aktivne polimerne spojine. Zaradi velike napetosti je vecina polimernih parov na meji faz nemešljivosti. To povzroca nestabilno vecfazno morfologijo in slabe medfazne adhezije v trdnem agregatnem stanju, zato so ti materiali krhki in imajo majhne pretržne raztezke. Stabilizacijo mešanice polimerov dosežemo s kompatibilazacijo, ki je pravzaprav fizikalni ali kemijski proces z dodajanjem blokopolimerov, ki delujejo kot aktivna polimerna spojina s tvorbo medfaznega sloja. Da bo blokopolimer ucinkovit, mora imeti vsaj en segment po kemijski sestavi enak ali kompatibilen s polimerom, ki tvori eno fazo mešanice, drugi segment pa drugo fazo.

178

Slika 3.9: Stopnje izkorišcanja umetnih mas

3.6.2.3 Snovna izraba odpadnega stekla Zbiranje, priprava in uporaba odpadnega stekla je kompleksen proces, pri cemer je potrebno opozoriti na zahtevano cistost steklenih crepinj. Delež recikliranega embalažnega stekla je zelo visok in še narašca (npr. za Nemcijo znaša: belo steklo -70%, rjavo steklo -80% in zeleno steklo -90%). Najbolj ekonomicno se uporabljajo steklene crepinje - odpadno steklo pri ponovnem taljenju v steklarski peci on predelavi v stekleni izdelek. Poznamo veliko razlicnih vrst stekel, ki se med seboj mocno razlikujejo po sestavi, tehnologiji predelave, zahtevani kvaliteti in drugo. Temu ustrezno poznamo tudi veliko vrst odpadnega stekla, kar zahteva specificnost zbiranja, sortiranja, priprave in reciklaže odpadnega stekla. Locimo reciklažo lastnih in tujih crepinj. V svetu obstajajo steklarne, ki imajo lastne naprave za pripravo zbranih tujih crepinj glede na predpisane kvalitetne kriterije. Slovenija ima glede na število prebivalcev veliko število steklarn (Rogaška Slatina, Slovenska Bistrica, Novo mesto, Hrpelje in Hrastnik), vendar zaradi tega, ker talijo zahtevnejša in zelo zahtevna stekla, lahko reciklirajo samo lastne v proizvodnji nastale crepinje. Cistost odpadnega stekla je zelo pomembna, saj necistoce povzrocajo vrsto napak, ki se pojavijo pri proizvodnji novih steklarskih izdelkov: • necistoce v obliki keramike, kamenckov in porcelana povzrocajo glavni problem, ker se

ostanki le-teh v steklu ne raztopijo in ostanejo kot napaka v proizvodu;

Granulat

Regranulatsamo

homogen

Regranulatsamo

podoben

Mešani polimernimateriali

Sežiganje

Deponija

Kak

ovos

t pr

oizv

oda

Uporaba Tanke folijeKrcljive folije

EmbalažaNosilne vrecke

EmbalažaVrecke za odpadke

PaletePodstavki

Energetskiviri

Stopnja onesnaženja

Substituti Primarni polimeri Les, beton Nafta, zem. plin

Vrsta odpadkov

Industrijski odpadki

Gospodarski odpadki

179

• necistoce v obliki žice in ostalih kovinskih delcev povzrocajo nastanek kroglastih železnih vkljuckov v steklu in s tem znacilne rjavkaste šlire. Zraven tega železo, predvsem v povezavi s svincem, povzroca znatno višjo korozijo ognje odpornega materiala v steklarski peci;

• necistoce v obliki aluminija povzrocajo v steklu nastanek kovinskega silicija (iz SiO2) v obliki kroglastih vkljuckov, ki povzrocajo nastanek razpok na površini ohlajajocega stekla;

• odpadna specialna stekla, kot sta steklokeramika in kvarcno steklo, se pri taljenju ne stalijo in povzrocajo nastanek vkljuckov v steklu;

• organske necistoce, kot so papir, umetne mase, ostanki hrane, mašcobe sladkor, olja vplivajo kot reducenti na talino in na razlicna stekla razlicno vplivajo (topnost plinov v talini, barva stekla,…);

• necistoce v obliki barvil (predvsem oksidi kroma, železa in bakra) povzrocajo velike probleme pri taljenju belega in rjavega stekla.

Zato je v steklarski industriji predpisan maksimalen delež necistoc v odpadnem steklu, kot sekundarni surovini pri proizvodnji embalažnega stekla (tabela 3.8) in maksimalen delež obarvanih odpadnih crepinj v obdelanih proizvodih ene barve (tabela 3.9). Tabela 3.8: Maksimalni dovoljeni delež necistoc v odpadnem steklu

Necistoce Dovoljena kolicina Keramika, kamencki, porcelan < 25g/t Aluminij < 5g/t Fe-kovine < 5g/t Svinec < 1g/t Organske necistoce < 500g/t Vlaga < 2%

Tabela 3.9: Maksimalen delež obarvanih odpadnih crepinj v obdelanih proizvodih ene barve

Obdelano steklo % belih crepinj % rjavih crepinj % zelenih crepinj Belo - < 0,5 < 0,1 Rjavo < 0,5 - < o,5 Zeleno < 0,5 < 0,5 -

Glavne faze sortiranja in priprave crepinj po klasicnem postopku so: • rocno odbiranje grobih necistoc na vmesnih in koncnih zbirnih mestih, • izlocevanje železnih delcev z elektromagnetnim izlocevalcem, • izlocevanje lažjih delcev ( papir, kork, aluminij,.. ) z odsesovanjem, • izlocevanje ostalih neželeznih in magnetnih kovin s pomocjo indukcijskega navitja, ki

zazna kovinske delce, • izlocevanje keramike, kamenckov in porcelana po sistemu presvetlitve s svetlobo, s cimer

preverimo svetlobno prepustnost crepinj in tujke, ki svetlobe ne prepustijo, odpihnemo,

180

• locevanje obarvanih stekel poteka s presvetljevanjem crepinj z belo svetlobo, z analizo prepušcene svetlobe se doloci barva stekla, z odpihovanjem pa se izlocijo drugace obarvana stekla.

Pri proizvodnji ravnih stekel (okna, avtomobilske šipe) so zahteve ostrejše kot pri embalažnem steklu, zato je tudi reciklaža zahtevnejša. Steklarne za ravno steklo želijo odpadno steklo identicne kemijske sestave kot je steklo v proizvodnji. Najbolj problematicne necistoce pri ravnem steklu so: • keramicni materiali, ki povzrocajo nastanek kamenckov kot vkljuckov v steklu, • kovine, ki povzrocajo obarvanost; najbolj problematicen je nikelj, ki tvori v steklu nikljeve

sulfide, ki povzrocajo spontani lom stekla, • organske necistoce, ki povzrocajo v steklu kamencke, mehurcke in vplivajo na spremembo

barve, • stekla drugacne kemijske sestave, ki lahko povzrocijo nastanek kamenckov in probleme z

barvo (kvarcna stekla, obarvana stekla, svincena stekla, TV ekrani). Reciklaža specialnih stekel zahteva sortiranje crepinj na cistost s konstantnimi in znanimi lastnostmi. Ta stekla imajo nekatere specialne lastnosti kot posledica dolocene kemijske sestave. Ce imamo mešanico razlicnih crepinj, karakteristike takšnih stekel izginejo pri napacni kemijski sestavi. Kot najbolj problematicni so TV ekrani, ki so setavljeni iz dveh delov (zaslon in lijak) in ki imata vsak svojo kemijsko sestavo.

3.6.2.4 Snovna izraba odpadnega papirja in kartona Odpadni papir in karton sta glede na prostorninski delež v komunalnih odpadkih pomembna struktura odpadkov, saj predstavljata cca 20% delež v celotni strukturi odpadkov. Papir in karton je možno snovno in energijsko izkorišcati, pri cemer imamo pri snovnem izkorišcanju dve možnosti: • da odpadek uporabimo kot sekundarno surovino pri proizvodnji papirja in kartona in

zmanjšamo porabo primarne surovine, to je celuloze ter s tem neposredno vplivamo na gospodarjenje z gozdovi

• da odpadek uporabimo kot primarno surovino pri kompostiranju (primer Komunala Vrhnika)

Energijsko izkorišcanje odpadnega papirja in kartona poteka s termicno obdelavo odpadkov; produkt je toplotna energija, ki jo lahko uporabljamo v nespremenjeni obliki ali jo transformiramo v elektricno energijo. Pri termicni obdelavi odpadnega papirja in kartona cistost ni toliko zahtevna (razen izlocanje kovinskih delcev), medtem ko je pri snovni izrabi kot sekundarna surovina (reciklat) za proizvodnjo papirja in kartona cistost zahtevnejša. Sicer lahko odpadni papir in karton razvrstimo glede na njihovo mesto nastanka, namen uporabe in kakovost v vec skupin po nemškem standardu VDP: a.) najmanj zahtevna skupina odpadnega papirja in lepenke:

181

∗ originalni mešani odpadni papir brez omejitev v cistoci, vkljucno z izmeckom pri proizvodnji papirja,

∗ sortirani odpadni papir z max. 1% mešanice papirja in lepenke z razlicno kakovostjo, papirja z necistoco brez omejitev ter izmecka papirja in lepenke pri proizvodnji,

∗ sortirani mešani odpadni papir razlicne kakovosti, ki vsebuje min. 40% casopisov in ilustriranih revij in max. 1% papirja z necistoco ter izmecka papirja in lepenke pri proizvodnji,

∗ papirnate nosilne vrecke, pri cemer je min. 70% valkartona in pakpapirja ter max. 1% papirja z necistoco ter izmecka papirja in lepenke pri proizvodnji,

∗ siva in mešana lepenka, tudi imitirana usnjena lepenka, ∗ sortirani mešani tiskarski in založniški papir, ∗ težki tisk (brošure, revije, knjige, vendar z mehkimi platnicami), ∗ ilustrirane revije in podobno, vendar s spojkami, ∗ ilustrirane revije in podobno, s spojkami in brez vezanega hrbta, ∗ casopisni papir in ilustrirane revije, pri cemer je min. kolicina casopisov 60%, ∗ casopisni papir in ilustrirane revije brez vezanega hrbta, min. kolicina casopisnega

papirja je 60%. b.) srednja skupina odpadnega papirja in lepenke:

∗ original dnevno casopisje, sortirano, ∗ razlicni formularji, sortirani po barvah, ∗ racunalniški papir, ∗ kartonaža brez sive in mešane lepenke, vendar s spojkami, ∗ vecplasten karton kot embalaža za tekoce prehrambene artikle, ∗ vezani akti, ∗ vezani akti, sortirani.

c. ) boljša skupina odpadnega papirja lepenke:

∗ multitisk, ne proti vlagi odporen star papir, nebarvan papir, ∗ beli akti, vozne karte, ∗ razni formularji, beli, ∗ cisti beli casopisni rotacijski papir, brez tulcev, ∗ bela lepenka, brez lesa, z lahkim tiskom, ∗ karte za luknjanje (npr. vstopnice in podobno).

d.) trdi papir:

∗ uporabljene nosilne vrecke, ∗ cisti trdi papir, rabljeni in nerabljeni, ∗ original valovita lepenka, brez tulcev, ∗ rabljena valovita lapenka, dvoslojna, ∗ rabljena valovita lepenka, ojacana.

e.) posebne vrste:

∗ nesortirani stari papir iz veckomp onentne sestave.

182

Sortiranje razlicnih vrst papirja in lepenke (kartona) potrjuje dejstvo, da je za uspešen plasma odpadnega papirja in lepenke na trgu sekundarnih surovin potrebna zelo skrbna priprava tega vrsta odpadka, da bi ga lahko prodali proizvajalcem papirja in lepenke. Necistost tega odpadka je najvecji razlog, da ga zavracajo proizvajalci papirja in lepenke kot sekundarno surovino in le to raje nabavijo v tujini.

3.6.3 Mehansko biološka obdelava odpadkov Mehansko-biološka obdelava odpadkov je danes v Evropi, posebej v Nemciji alternativna rešitev termicni obdelavi trdnih odpadkov iz naselij s ciljem zmanjševanja organskega ogljika v odloženih odpadkih. TA-Siedlungsabfall (TASI), ki velja v Nemciji, zahteva, da se bodo po letu 2006 na odlagališca lahko odlagali odpadki, v katerih je kolicina organskih snovi < 5% glede na neobdelane substance (TOC < 3%). Temu pogoju lahko zadosti samo termicna obdelava odpadkov. Vendar se v Nemciji v strokovni javnosti vrši polemika, ali je mehansko-biološka obdelava odpadkov alternativna možnost za doseganje tako zmanjšane kolicine organskih snovi v odloženih odpadkih. Odgovor je ne, vendar ni za zanemariti sorazmerno cenejše in fleksibilnejše variante mehansko-biološke obdelave odpadkov, ceprav je optimalno zmanjšanje organskih snovi v odloženih odpadkih na minimalno vrednost cca 15% organskih snovi v celotni kolicini odpadkov. Zraven kriterija kolicine organskih snovi v odloženih odpadkih, je možno uporabiti tudi druge kriterije, ki bi jih naj dosegali z mehansko-biološkim postopkom, in sicer: • sprošca se lahko maksimalno 53m3 deponijskega plina na tono suhe substance; • kolicine izcednih vod iz deponijskega telesa pri vsebnosti » TOC-Eluat » 250 mg/l,

morajo biti najmanj 2,5 krat manjše kot pri vseh odpadkih, navedenih v dodatku B TASi; • posedanje deponijskega telesa, kot posledica biološke razgradnje organskih snovi

deponiranih odpadkih, mora biti manjše od 5%. V zadnjem casu je kriterij TOC diskutabilen in je zamenjan s faktorjem aktivitete respiracije, pri cemer je aktualna vrednost aktivitete respiracije po 4 dnevih AT < 5 mg O2/g, oziroma produkcija preostalega deponijskega plina po 21 dnevih je < 20Nml/g. Za mehansko-biološko obdelavo odpadkov (v nadaljevanju MBO) iz naselij se lahko uporabijo razlicne tehnologije, kar je odvisno od kolicine in sestave odpadkov ter primarnega cilja njihove obdelave. Mehansko-biološka obdelava odpadkov v principu zasleduje sledece cilje: • podaljševanje življenjske dobe deponijskega prostora skozi zmanjševanje kolicine

odpadkov ( volumna ) in izboljšanje faktorja komprimiranja odloženih odpadkov; • zmanjševanje dolgorocnih emisij iz deponijskega telesa ( izcedne vode, deponijski plin )

skozi maksimalno razgradnjo ogljikovih komponent v odpadkih; • z biološkimi stopnjami razgraditi in zmanjšati biološko razgradljive ogljikove komponente

v odpadkih; • s stabilizacijo ohraniti pretežni del ogljikovih komponent in ohraniti energetsko bogate

frakcije v odpadkih.

183

Za presojo postopkov mehansko-biološke obdelave je bilo preizkušenih preko 20 razlicnih kemijskih, biokemijskih in bioloških parametrov, predvsem tistih, ki so v korelaciji z emisijami deponijskega plina in izcednih vod. Kot primerni so uporabljeni sledeci parametri: • tvorba deponijskega plina v casu 21 dni (GB21), • biološka poraba kisika v štirih dneh – aktiviteta respiracije (AT4), • TOC Elauat. Kvocient celuloza -lignin, ki predstavlja stopnjo razgradnje celuloze; ta faktor znaša v neobdelanih odpadkih 4,0 in se zmanjša v obdelanih odpadkih na vrednost 0,5 S postopkom mehansko-biološke obdelave stremimo predvsem zmanjšati obremenitve okolja zaradi izcednih vod in deponijskega plina, ki so posledica odlaganja odpadkov na deponiji odpadkov. Rezultati so pokazali: • tvorba deponijskega plina pri obdelanih odpadkih je ocenjena na 20 ÷ 40 Nl/kg suhe snovi

in znaša cca. 10% potenciala deponijskega plina neobdelanih odpadkov. Za deponijo z 20 m višine deponijskega telesa bi znašale urne emisije deponijskega plina manj kot 2 l/m2 deponijskega telesa. Na ta nacin je možno metan s pomocjo oksidacije skozi plinsko propustni vrhnji površinski sloj deponije eliminirati brez posebnih ukrepov odplinjevanja 90 ÷ 95%.

• emisijski potencial izcednih vod se je v obdelanih odpadkih reduciral v primerjavi z neobdelanimi odpadki za 90%. Nadalje lahko opravimo korelacijo pri odpadkih med dolocenim parametrom » biološke porabe kisika v štirih dneh AT4 » in TOC Elauatom v odvisnosti od emisije izcednih vod odloženih odpadkov

Za nadaljnji razvoj koncepta gospodarjenja z odpadki v cilju ucinkovitega snovnega toka odpadkov, je posebej pomembna mehanska obdelava odpadkov, katere tehnologija je odvisna od koncne dispozicije odpadkov. V osnovi lahko snovni tok odpadkov z MBO razvrstimo v tri osnovne grupe: a) MBO pred deponiranjem odpadkov

Mehansko-biološka obdelava s komp ostiranjem brez kombinacije s termicno obdelavo; osnovni cilj tega postopka je zmanjšanje kolicine odloženih odpadkov in izboljšanje lastnosti vgrajevanja odpadkov v deponijski prostor ter zmanjšanje emisij.

b) MBO pred termicno obdelavo

Cilj tega postopka je v zmanjševanju kolicine odpadkov, primerne za termicno obdelavo. Zmajnšanje kolicine odpadkov dosežemo z zmanjševanjem vsebnosti vode v odpadkih s pomocjo biogenih procesov in z minimalno razgradnjo organskih komponent. Dodatni cilj stabilizacije odpadkov z zmanjševanjem vsebnosti vode je njihova primernost za zacasno odlaganje. Ta postopek se uporablja pri gospodinjskih odpadkih, medtem ko kosovne odpadke in odpadke iz industrije in obrti, podobne gospodinjskim odpadkom, direktno termicno obdelamo.

c) MBO pred deponiranjem in termicno obdelavo

184

Cilj tega koncepta je v locevanju odpadkov na razlicne frakcije v masnem toku odpadkov, in sicer: • inertne frakcije, • biološke frakcije, primerne za biološko predobdelavo pred deponiranjem s ciljem, da

njihov vpliv v deponijskem telesu zmanjšamo na minimum (deponijski plin in izcedne vode),

• frakcije z energetsko vrednostjo, primerne za termicno obdelavo. Glavni cilj mehansko-biološke obdelave odpadkov je pridobivanje suhe in biološko stabilne frakcije, ki se pri naknadni obdelavi locijo na inertne frakcije, primerne za odlaganje na odlagališcu, in na organske frakcije, primerne za termicno obdelavo. Procesne stopnje so: • mehanska priprava materiala z locevanjem kovin in drugih tržno zanimivih sekundarnih

surovin ( n.pr. steklo ) ter drobljenje preostanka odpadkov, • delna razgradnja lahko razgradljivih organskih komponent in sušenje, • locevanje inertnih frakcij od gorljive frakcije, ki ima visoko energetsko vrednost (cca. 18

MJ/kg). Danes ni na razpolago neka dokoncna ocena bilansiranja škodljivih snovi v odpadkih v celotnem procesnem sklopu mehansko-biološke obdelave. Vendar so dosedanje raziskave ugotovile: • faktor tesnjenosti odloženih odpadkov po mehansko-biološki obdelavi se je v primerjavi z

neobdelanimi odpadki bistveno povecal, • pricakovati je zmanjšanje sesedanja deponijskega telesa, • zmanjša se produkcija izcednih vod, • zmanjša se produkcija deponijskega plina. V septembru 1999 je univerza v Potsdamu predstavila rezultate raziskav mehansko-biološke obdelave odpadkov. Glavna vprašanja raziskave so bila: • kako je s stanjem tehnike v procesu mehansko-biološke obdelave odpadkov? • kako se dolgorocno obnašajo obdelani odpadki v pogojih deponiranja? • kateri parametri so pomembni za vrednotenje uspešnosti postopka? Mehansko-biološka obdelava odpadkov daje možnost široke izbire tehnoloških postopkov in uporabe tehnicnih sredstev: • Za locevanje odpadnih materialov je uporabljena široka paleta sejalnih modulov. Pri tem je

ugotovljeno, da kljub temu ni dosežena razgradnja organske frakcije s pomocjo drobljenja in sejanja. Zato je kot dopolnitev temu potrebno locevanje s ispihovanjem ali z naplavljanjem lažjih organskih frakcijstopnji biološke obdelave so vsi postopki v odvisnosti od casa razkroja v stanju dosegati stabilizirane produkte. Pri kontroliranem intenzivnem razkroju potrebujemo cas 12 - 16 tednov. Na sliki 17 vidimo vpliv kapacitete

185

oksidacije metana oziroma preostanka kisika v g suhe snovi (aktiviteta respiracije) v odvisnosti od casa razkroja odpadkov.

• Pri anaerobnem sistemu potrebujemo locevanje frakcij, za katere so predvideni reciklažni postopki. Iz biološke stopnje obdelave dobimo majhne kolicine preostanka odpadkov za odlaganje.

• Aerobni postopek lahko deluje za razliko od anaerobnega postopka brez sistema odvodnjavanja, ker se izcedne vode uporabljajo v zaprtem krogotoku kot tehnološke vode za vlaženje.

3.6.3.1 Tehnološki postopki mehansko biološke obdelave odpadkov

Mehansko biološka stabilizacija MBS

Slika 3.10: Proces MBS

Procesne stopnje so: • mehanska priprava materiala z locevanjem kovin in drugih tržno zanimivih sekundarnih

surovin (steklo) ter drobljenje preostanka odpadkov, • delna razgradnja lahko razgradljivih organskih komponent in sušenje,

Priprava z drobljenjem

150 mm100 ton

Stabilizacija v zaprtih boksih

7-10 dni

Magnetni separator

Rotacijski boben

30,2 tH2O

2,9 ton org. substance

66,9 ton stabilata

3,6 ton kovine

Sito 100mm Sito 40mm

Srednjekaloricni stabilat40 ton

Visokokaloricni stabilat23,3 ton

Srednjekaloricni stabilat40 ton

Visokokaloricni stabilat40 ton

186

• locevanje inertnih frakcij od gorljive frakcije, ki ima visoko energetsko vrednost (cca. 18MJ/kg).

MBS proces s sušenjem predstavlja predpripravo za energetsko izrabo odpadkov, pri cemer z zmanjševanjem vsebnosti vode v odpadkih (< 15%) prekinemo biološko aktivnost v odpadkih. Organske komponente v odpadkih ohranimo (le lahko razgradljive organske komponente se razgradijo) zato, da dosežemo cim vecjo energetsko vrednost stabiliziranih odpadkov. Tehnološko shemo procesa mehansko-biološke stabilizacije predstavlja slika 3.12. Anaerobni proces MBO-ja Anaerobni proces omogoca pridobivanje metana in po naknadnem aerobnem procesu tudi komposta. Intenzivno gnitje zahteva intenzivno mešanje v reaktorju zaradi nevarnosti pregretja mase in pomanjkanja hranil bakterijam. Vhodna masa mora biti zato primerna za precrpavanje in pretresanje ter z visoko vlažnostjo brez materialov, ki ne fermentirajo. Anaerobni proces lahko poteka v odvisnosti od specificne kulture bakterij: • v mezofilni razgradni reakciji pri temp. med 32 in 37° C • v termofilni razgradni reakciji pri temp. med 50 in 58° C in v treh razlicnih stopnjah: • hidrolizni stopnji, ki obsega transformacijo visoko molekularnih bio-polimerov (škrob in

celuloza) v vodotopne snovi, katere služijo kot vir energije za nadaljni proces fermentacije;

• acidogenezni stopnji, ki obsega bakterijsko pretvorbo pred-razgrajene biomase in živalskih ter rastlinskih mašcob v krajše verige mašcobnih kislin;

• metanogenezni stopnji, ki obsega koncno bakterijsko pretvorbo produktov, dobljenih v procesih hidrolize in acidogeneze, in sicer v metan in ogljikov dioksid.

Kombinacija anaerobnega gnitja in aerobnega procesa razgradnje omogoca popolno stabilizacijo organskega materiala ob izrabi energije. Z anaerobno fermentacijo se lahko 10% mase transformira v bioplin. Ce bi dodali blato iz vodocistilnih naprav, se pretvori 20% mase v bioplin. Na sliki 3.13 je prikazan snovni tok odpadkov s pretvorbo v snovne frakcije kot sekundarne surovine in energetske frakcije.

187

Slika 3.11: Primer anaerobnega procesa MBO

Aerobni process MBO-ja MBO z aerobnim procesom predstavlja kompostiranje, kjer s faznim postopkom s predhodno izlocimo izbrane frakcije uporabnih sestavin in dela biološko slabo razgradljivih sestavin v mešanih gospodinjskih odpadkih in zatem s pomocjo aerobne biološke razgradnje organskih sestavin pridobimo material, ki je primernejši za odlaganje na deponijskem prostoru, ker je manj reaktiven in s tem povzroca manjšo kolicino izcednih vod in tvorbo deponijskega plina in s tem zmanjšanje toplogrednih plinov. Mehansko-biološki proces vsebuje kot prvo obdelovalno fazo grobo sortiranje, ki mu sledi drobljenje in mehanska predobdelava z izlocanjem materialov kot npr. steklo, kovine, pesek, plastika in les (varianta). Nadaljnja aerobna razgradnja zmanjša kolicino organskih materialov v odpadkih za cca. 20% in s tem zmanjšanje volumna odloženih odpadkov na odlagališcu s

Transportni trak

Prevzemni bunker za odpadke

Magnetni separatorSkladišcenje inertne frakcije

Locevanje inertne frakcije Mulcenje biološke

frakcije

Rezervoar za locevanje frakcije

Pesek-inertna frakcija

Bio brozga

Bioreaktor

Kompostna masa

Rezervoar za bioplin

Separator

Plinski motorgenerator

Stiskalnica za biomaso-dehidracija

Rezervoar tehnološke vode

Pranje odpadne plastike

Sejalno sito za locevanje frakcije-odpadna plastika

188

povecanjem gostote odpadkov na cca. 1000 kg/m3. Slika 3.14 prikazuje snovni tok odpadkov pri MBO z aerobnim procesom.

drob

ljenj

e in

meh

ansk

o lo

ceva

nje

30-40 %

15-20 %

10-15 % 3-5 %

grob

o so

rtira

nje

kom

post

iranj

e

stek

lo in

pe

sek plas

tika

kovi

ne

1 %

biološka razgradnja( v glavnem H2O in CO2 )

na odlagališceali termicno

obdelavo

drob

ne

kovi

ne

30-35 %

Slika 3.12: Snovni tok MBO-ja z aerobnim procesom

3.6.3.2 Vsebnost škodljivih snovi v gorljivi frakciji iz postopkov MBO

V osnovi si z mehansko obdelavo odpadkov prizadevamo gorljive frakcije energetsko izkoristiti, kar dosežemo z locevanjem: • finih frakcij, • Fe/NE metalov (vkljucno baterije), • izlocitev vecjih kosovnih in škodljivih odpadkov kot so PVC okna, elektronika in drugo. Danes ni na razpolago neka dokoncna ocena bilansiranja škodljivih snovi v odpadkih v celotnem procesnem sklopu MBO. V bistvu so na razpolago dosedanje analize za vrednotenje visoko kaloricnih frakcij iz MBO. Dovoljena vsebnost škodljivih snovi v gorljivi frakciji se doloca v odvisnosti od razpoložljive tehnologije cišcenja dimnih plinov pri sežigu. Dodatno preti nevarnost klorove korozije, oziroma možnega pojava klorovega krogotoka v cementarnah. Pri napravah termicne obdelave odpadkov s cistilnimi napravami za cišcenje dimnih plinov, ki zadostijo zahtevam 17. BlmSchV, se ne zahtevajo posebne zahteve v zvezi s vsebnostjo škodljivih snovi. Pri sežigu gorljive frakcije odpadkov v cementarnah in termoelektrarnah so postavljene zahteve v zvezi s škodljivimi snovmi v gorljivi frakciji v odvisnosti od same naprave in tehnološkega postopka sežiga s ciljem preprecevanja prekoracitev posameznih emisijskih mejnih vrednosti. V cementarnah je posebej racunati z nastankom težkih kovin v proizvodu . Obremenitev s težkimi kovinami v gorljivi frakciji odpadkov se primerja z obremenitvijo v premogu. Za boljšo primerjavo se obremenitev s škodljivimi elementi v gorljivi frakciji nanaša

189

na kurilno vrednost in za vsak parameter normira na povprecno obremenitev v premogu. V primerjavi s premogom so v gorljivi frakciji odpadkov posebej v visoki koncentraciji udeleženi antimon, baker in cink. Metali kot arzen in vanadij niso pri nobeni analizi ugotovljeni v višjih vrednostih kot za premog. Ostali elementi ležijo s svojimi vrednostmi v podobnem obmocju kot pri premogu.

3.6.3.3 Primernost odlaganja odpadkov po MBO postopku

S termicno obdelavo odpadkov in poznejšo pripravo žlindre in pepela pred odlaganjem, je dosežen cilj v obliki predpisanih vrednosti škodljivih elementov v preostanku odpadkov, ki so namenjeni odlaganju. Z uporabo postopka mehansko-biološke predobdelave pred odlaganjem, je doseganje predpisanih vrednosti škodljivih elementov v odpadkih kontraverzno diskutabilno. Zaradi teh ugotovitev, tecejo v Nemciji aktivnosti na podrocju raziskav, s katerimi bodo ugotovili dogajanje v deponijskem telesu za odpadke, ki so bili odloženi po postopku MBO. Dosedanje raziskave so ugotovile sledece: • faktor tesnjenosti odloženih odpadkov po postopku MBO v primerjavi z neobdelanimi

odpadki se je bistveno povecal, • pricakovati je zmanjšanje sesedanja deponijskega telesa, • zmanjša se produkcija izcednih vod in vsebnost škodljivih snovi, • produkcija deponijskega plina se zmanjša za vec kot 90%. Rezultati vendarle kažejo, da prepisane vrednosti, ki karakterizirajo vsebnost organskih snovi (zmanjšanje kurilne vrednosti odpadkov, TOC-trdna snov in TOC-Eluat) po koncanem postopku MBO, niso dosežene. To pomeni, da v kolikor bi odpadke odlagali po letu 2005 po koncanem postopku MBO, še moramo izpolniti dodatne zahteve v zvezi s prostim kisikom in produkcijo deponijskega plina. Na podlagi podatkov strokovne literature (Müll und Abfall) je v Nemciji 23 naprav mehansko-biološke obdelave odpadkov. V primerjavi z zahtevanimi parametri škodljivih snovi pri termicni obdelavi in predpisanih ukrepih v tehnološkem procesu kompostiranja (zaprti in odsesovalni sistemi za intenzivno gnitje) – TA Luft in TASi s ciljem zmanjševanja smradu, za sistem mehansko-biološke obdelave odpadkov ne obstojajo nobene specificne zahteve v navedeni zakonodaji. Pravzaprav obstojajo razlicne zahteve v razlicnih obmocjih v Nemciji in Avstriji. Zato je dano priporocilo za zagotavljanje omejenih emisijskih in imisijskih vrednosti polutantov: • za cas in kvaliteto intenzivnega gnitja odpadkov v zaprtih komorah z odsesovanjem in

cišcenjem odpadnega zraka predno le-ti gredo v proces dozorevanja v nezaprtih prostorih ( na prostem v pokritih halah ), se priporoca: ∗ minimalna temperatura v gredicah, oziroma odpadnem zraku ; npr. ≥ 45 °C v

odpadnem zraku ali ≥ 55 °C v gredici med intenzivnim gnitjem z minimalnim casom in intenzivnim odsesovanjem preko ≥ 14 dni s prekoracitvijo temp. , v kolikor se opravi v zaprtih boksih minimalno enkratno mešanje odpadne mase, oziroma ≥ 28 dni, v kolikor ne opravimo mešanja odpadne mase;

• kot mejne vrednosti koncentracije v obdelanem odpadnem zraku se priporocajo: ∗ prašni delci ≤ 10 mg/m3 pri dnevni kolicini,

190

∗ organski ogljik ( brez CH4 ) ≤ 80 mg celot. C/m3 pri dnevni kolicini, ∗ upoštevati je za OC dejansko doloceno emisijsko zmanjšanje. Stopnja zmanjšanja se

mora optimirati na jakost biofiltra. Emisijsko zmanjašnje za 50% na cca 300 g C/Mg je dandanašnji pricakovati kot uresnicljivo,

∗ emisija metana mora biti kontrolirana in odpravljena v fazi obratovanja s pomocjo odsesovanja in vlaženja kompostne mase, tako da v biofiltru nimamo vec prisotnosti metana,

∗ skupna vrednost kadmija, živega srebra in talija ne sme prekoraciti vec kot 1000 mg/h ali vec kot 200 µg/m3 odpadnega zraka; za primerjavo so pri termicni obdelavi odpadkov mejne emisijske vrednosti sledece: o vsota talija in kadmija ne sme preseci vrednosti50 µg/m3 v dimnih plinih, o vrednost živega srebra ne sme preseci 50 µg/m3 v polurni srednji vrednosti,

oziroma 30 µg/m3 pri dnevni kolicini. Postopek mehansko-biološke obdelave odpadkov se je s svojimi razlicnimi tehnološkimi postopki etabliral kot del koncepta v celotnem sistemu gospodarjenja z odpadki. Z vecstopenjsko mehansko predobdelavo v eni ali vecstopenjski biološki obdelavi se lahko snovni tokovi odpadkov selektirajo do take faze, da dosežemo bodisi frakcije, primerne za termicno obdelavo, ali frakcije, primerne za odlaganje na odlagališcu. Prav gotovo bodo dolocili nadaljnji razvoj in delež mehansko-biološke obdelave odpadkov v sistemu ravnanja z odpadki ekonomski kriteriji na podrocju energetske izrabe in termicne obdelave odpadkov.

3.6.4 Energijska izraba odpadkov - sežig Termicni postopki zmanjševanje kolicin trdega odpada lahko potekajo z ali brez prisotnosti kisika. Ce poteka termicna degradacija komunalnih odpadkov ob pomanjkanju kisika se del notranje energije gorljivih odpadkov sprosti v obliki gorljivih plinov, kar imenujemo uplinjanje. Postopek uplinjanja lahko poteka tudi brez prisotnosti zraka, kar dosežemo z zunanjim izvorom toplote (suha destilacija) in ga imenujemo piroliza. Prednost uplinjanja pred pirolizo je v tem, da je s cišcenjem produktov nepopolnega zgorevanja manj težav kot s cišcenjem plinov nastalih pri suhi destilaciji. Pline nastale pri uplinjanju trdega komunalnega odpada je moc neposredno uporabiti npr. v plinskih motorjih. Vsekakor pa je proces uplinjanja trdega komunalnega odpada še na stopnji razvoja in je deležen nenehnega razvoja predvsem s stališca razlicnih okoliških pogojev. Termicno zmanjševanje kolicine trdega komunalnega odpada s presežkom zraka imenujemo sežiganje. Osnovni namen procesa sežiganja je predvsem zmanjšanje kolicine trdega komunalnega odpada in je nasproten pomenu zgorevanja, katerega primarna naloga je transformacija notranje kemicne energije goriva v toplotno. V veliki vecini primerov pa je možno nastalo toplotno energijo pri sežiganju odpadkov tudi v celoti ali pa vsaj delno koristno uporabiti v komunalne ali celo termoenergetske namene. V principu je proces sežiganja odpadkov podoben procesu zgorevanja ostalih trdih goriv, ki ga lahko delimo v naslednje faze:

191

• sušenje, • plinska piroliza in zgorevanje plinov, • zgorevanje preostalega ogljika. Na sliki 3.15 je prikazan nacelen princip sežiganja trdih komunalnih odpadkov v zato posebej zgrajeni sežigalni napravi, ki je po konstrukciji zelo podobna klasicnemu parnemu kotlu na trda goriva. Na sliki so oznacena tudi podrocja posameznih faz zgorevanja. Po sušenju odpadkov na vstopu v zgorevalni prostor se v podrocju A pricne proces uplinjanja, kjer prihaja do sprošcanja lažje hlapnih ogljikovodikov, ki pri relativno nizkih temperaturah zgorevajo, po vecini nepopolno, tik nad odpadki, pri cemer nastajata dim in leteci prah. V podrocju B poteka zgorevanje izparelih plinov, dimljenje ponehuje in temperatura narašca (od 950 do 1100 °C). Ko vsi gorljivi plini zgorijo, ostane na rešetki cisti ogljik z nekaterimi primesmi. Ko temperatura v kurišcu dovolj naraste sledi faza dogorevanja pri cemer prihaja do popolnega zgorevanja preostalega ogljika. V podrocju C pa zgori ostanek lažje hlapnih ogljikovodikov iz cone A in leteci ostanek ogljika.

Slika 3.13: Posamezne faze zgorevanja trdega komunalnega odpada

Pri zgorevanju trdih komunalnih odpadkov je zelo pomembna temperatura zgorevanja, ki ne sme biti ne previsoka ne prenizka (od 700 do 1100 °C), tako, da zagotavlja zgorevanje vseh gorljivih snovi in zmanjšuje možnosti nastanka škodljivih sestavin produktov zgorevanja. Doseganje optimalne temperature zgorevanja v kurišcih sežigalnih naprav je še posebej

192

problematicno pri manj kakovostnem odpadu. V splošnem pa imajo najvecji vpliv na temperaturo zgorevanja komunalnega odpada naslednji parametri: • vnesena kolicina odpada, • kurilna vrednost odpada, • kolicina dovedenega zraka, • odvajanje nastale toplote, • tip oziroma konstrukcija kurišca, • temperatura dovedenega zraka, • odstranjevanje pepela. Danes je na voljo veliko število razlicnih tipov sežigalnih naprav, ki se locijo predvsem po razlicnih sistemih dovoda odpadkov, peceh, nacinu odvajanja ostankov zgorevanja (žlindra, pepel) in v kolikor gre za energetsko izkorišcanje toplote še po tipu uparjalnika. Skupno vsem sežigalnicam pa je, da emisije škodljivih snovi ne smejo presegati zakonsko dovoljenih emisij sežiganja trdih odpadkov. Razen plinastih produktov zgorevanja nastajajo pri sežiganju odpadkov tudi vecje kolicine letecega pepela in trdega ostanka v obliki grobega pepela, žlindre in negorljivega ostanka, ki ga po vecini tvorijo negorljivi materiali (steklo, kovine, razne umetne mase, itd.), katerih prisotnost v gorljivem odpadu je posledica neucinkovitih postopkov sortiranja vhodnega odpada. V nekaterih primerih sežiganja, ko odpadkov sploh ne sortirajo so kolicine negorljivega ostanka veliko vecje. Na primer 1 tona trdih odpadkov komunalnih in industrijskih aktivnosti povprecne sestave , daje pri procesu sežiganja približno 200 kg grobega pepela in negorljivega ostanka ter 30 do 40 kg letecega pepela. Ce vsebujejo odpadki dolocene inertne snovi (npr. težke kovine) , ki v procesu zgorevanja ne sodelujejo, le-te ostanejo v letecem ali grobem pepelu na dnu kurišca oziroma v zbiralniku pepela. V splošnem lahko sisteme termicne obdelave odpadkov delimo v dve veliki skupini: • enostopenjski sežig, • napredni postopki sežiga.

3.6.4.1 Klasicni sistem energijske izrabe odpadkov – enostopenjski sežig Klasicni enostopenjski sežig na rešetki je obicajno namenjen sežigu vecjih kolicin odpadkov. Kapacitete enostopenjskih sežigalnic obicajno znašajo od 10 do 50 t/uro. Z dobro preizkušenim sežigom na rešetki je možno termicno obdelati vse vrste trdnih gorljivih odpadkov, le vecje kose odpadkov je potrebno zdrobiti predenj padejo v dozirni lijak. Nastali plin in trdni preostanki so popolnoma oksidirani, ter ne vsebujejo vec nobenih gorljivih komponent. Žlindra se lahko odlaga na odprtih in ustrezno zašcitenih odlagališcih, leteci pepel pa je potrebno pred odlaganjem na ista odlagališca oprati in tako odstraniti soli in nevarne topne kovinske komponente. Slika 3.16 prikazuje posamezne termicne procesne stopnje na posameznih odsekih rešetke. Konstrukcija je preprosta in je enostavna za upravljanje in vzdrževanje.

193

Slika 3.14: Klasicni postopek sežiga na rešetki

Diagram energijske bilance za primer klasicnega sežiga komunalnih odpadkov na rešetki prikazuje slika 3.17.

Komunalni odpadki 1000 kgEnergijska vrednost 10.000 KJ/kgVlažnost 25%Pepel, žlindra 25%

Brutto energijska vrednost 2777 kWh Zemeljski plin

80 kWh

Izgube v procesuproizvodnje pare507 kWh

Izgube v procesu proizvodnje el. energije 1465 kWh

Lastna raba145 kWh

V elektricno omrežje640 kWh

Para za procesiranje 2240 kWh

Parna turbina

Proizvedena el. enrgija785 kWh

Elektricni generator

Slika 3.15: Primer energijske bilance klasicnega sežiga na rešetki

194

3.6.4.2 Napredni postopki sežiganja odpadkov V to skupino sodijo sežigalnice manjših kapacitet od 0,5 do 5 t/uro, katerih nacin zgorevanja se bistveno razlikuje od klasicnega enostopenjskega sežiga in poteka v vec stopnjah, obicajno v dveh. Tipicni predstavniki tovrstnih sistemov so sistemi z zgorevanjem v lebdeci plasti, razni piroliticno-uplinjevalni sistemi in sistemi z rotacijsko izvedbo zgorevalnega prostora. Najveckrat so bili ti sistemi razviti za sežig posebnih in nevarnih odpadkov za katere veljajo zelo stroge zahteve glede doseganja pogojev popolnega zgorevanja. Osnovne prednosti tovrstnih sistemov so: • bistveno nižje emisija prahu in ostalih škodljivih snovi v surovem plinu, • enostavnejši in ucinkovitejši sistem cišcenja, • nižji stroški investicije, obratovanja in vzdrževanja naprav, • ekonomicnost naprav tudi pri relativno majhnih kapacitetah. V nadaljevanju si bomo pogledali nekaj tipicnih predstavnikov tovrstnih sistemov zgorevanja odpadkov. Sežig v lebdecem sloju Naslednja možnost termicne obdelave odpadkov je sežig v napravah z lebdecim slojem v razlicnih izvedbah kot so: stacionarni sloj, rotirajoci sloj ali krožeci sloj. Vse razlicice postopka združujejo posamezne procesne stopnje, od sušenja do sežiga, v isti procesni enoti. Slika 3.18 prikazuje sistem sežiga v krožecem lebdecem sloju. Ta tehnologija je poznana tudi v termo -elektrarnah na premog, vendar pa ni dosti uporabljana v objektih termicne obdelave odpadkov iz naselij, zaradi zahtevne pred-priprave vstopnih odpadkov glede na velikost delcev in njihove fizikalne lastnosti. Proces je primeren za odpadke kot so: • blato iz cistilnih naprav komunalnih in industrijskih vod, • bio-odpadke, • posebej pripravljene lahke frakcije trdnih odpadkov iz naselij. Lebdeci sloj peska predstavlja zelo visoko zgorevalno površino pri enakomerni temperaturi v celotni sežigalni komori. Zaradi velikih hitrosti pretoka zraka v sežigalni ko mori se del lebdecega sloja peska odnaša z dimnimi plini, pesek se nato izloca v ciklonu in vraca v lebdeco plast. V sklopu procesa je nato še parni kotel in sistem za cišcenje plinov. To tehnologijo se najvec uporablja v Japonski in ZDA.

195

Slika 3.16: Sežig v lebdecem sloju Postopek Siemens Pri tem postopku (slika 3.19) se iz heterogenega odpadka razvijeta dve frakciji: plin in koksni preostanek odpadka. V primerjavi z vstopnim odpadkom imata obe frakciji boljš e lastnosti za poznejše zgorevanje. Za eno proizvodno linijo sta predvidena dva rotacijska bobna. Zoglenitev/konverzija poteka brez prikljucitve zraka v bobnu, ki se indirektno ogreva s pomocjo vgrajenih grelnih cevi in se pocasi vrti. Povprecne temperature v bobnu so 400-450 °C (piroliza). Proces se konca v cca. 60 minutah. Pri tem nastajajo gorljivi plin, ki se nato vodi v sekundarno komoro na nadaljnje procesiranje. Gorljivi plin iz primarne komore in zmleta fina frakcija iz bobna, ki je nato pnevmatsko transportirana do sekundarne komore, se sežigata v tej komori pri temp eraturi 1300 °C. temperatura sežiga je 100 ÷ 150 °C nad tališcem komponent žlindre tako, da se ta stali in granulira v steklasti granulat. Na sekundarno komoro je neposredno prigrajen kotel, v katerem se toplota odpadnih plinov koristi za proizvodnjo pare, katera se lahko uporabi bodisi za daljinsko ogrevanje ali s pomocjo turbine za proizvodnjo elektricne energije. Neposredno izza kotla je prikljucen elektrofilter, kjer se izloca prah in ponovno vraca v sekundarno komoro. Iz odpadnih plinov se izlocijo klor in žveplo v obliki solne kisline in gipsa. Odpadni plini se nato vodijo preko NOx katalizatorja in adsorberja z aktivnim ogljem v dimnik. Odpadna voda iz izparilnega sistema se upari. Trdni preostanki, ki vsebujejo soli, pa se odložijo na deponijo posebnih odpadkov.

196

Slika 3.17: Siemensov postopek sežiga odpakdov Prednosti postopka: • dvostopenjski sistem zgorevanja, • relativno enostaven postopek cišcenja dimnih plinov, • postopek ne povzroca odpadnih vod. Slabosti postopka: • v praksi nepotrjeni obratovalni rezultati, • potrebna je predpriprava – drobljenje odpadkov. Shema postopka Siemens je prikazana na sliki 3.20.

197

Slika 3.18: Shema postopka Siemens Postopek Termoselect Po tem postopku ni potrebna predobdelava odpadkov s predhodnim drobljenjem. Odpadki gredo neposredno v stiskalni kanal, kjer se stisnejo na cca. 10% svojega prvotnega volumna. Brez navzocnosti zraka in s postopnim dvigovanjem temperature se stisnjeni odpadki porivajo v grelnem kanalu, kjer se zacne razplinjanje in karbonizacija organskih delov odpadkov. Temperature v grelnem kanalu so cca. 600 °C. Nastali ogljik/oglje, kovine in nekovine (celotni vložek), se neposredno vodi v sekundarno komoro – visokotemperaturni reaktor. Z uravnavanim doziranjem kisika (150-200 kg/tono odpadkov) se pri temperaturah cca. 2000 °C oglje uplinja, kovinske in nekovinske sestavine odpadkov se utekocinijo, klorirani ogljikovodiki pa razkrojijo. V zgornjem delu reaktorja je temperatura cca. 1200 °C. S hitrim hlajenjem sinteznega plina od cca. 1200 °C na temperature cca. 90 °C se prepreci novosinteza kloriranih ogljikovodikov, to je dioksinov. Raztopljene sestavine se vodijo v drugi

Drobljenjeodpadkov

Rotacijski boben450 °C

Sežig1300 °C

Cišcenjedimnih plinov

KotelParna turbina

V omrežje Za lastne potrebe

Aditiviplin, voda

Zrak

Plin

V dimnik

Gips

Solna kislina

Kovine, Nekovine ( pesek, steklo )

Granulat

200 C

198

del visokotemperaturnega reaktorja, ki je ogreva s propanom, kjer se sestavine pri temperaturah cca. 1600 °C locijo v dve frakciji: • mineralne sestavine se transformirajo v produkte, ki imajo sestavo naravnih kamenin, • kovinske sestavine se izlocajo posebej in vracajo ponovno v uporabo v kovinsko

industrijo/metalurgijo. Toploto gorilnih plinov ne koristimo neposredno, ker se plini naglo hladijo zaradi preprecitve nastanka toksicnih spojin. Sintezni plin je podvržen veckratnemu izpiranju (kislo / bazno) in kondenzaciji. Pri tem se izlocijo škodljive sestavine in pridobiva elementarno žveplo. Na koncu pline še enkrat cistimo v filtru z aktivnim ogljem.

Slika 3.19: Procesna shema postopka Termoselect

Odpadnih vod prakticno ni. Iz sistema za cišcenje odpadnih vod se na 1 tono odpadka izloca: • cca. 3 kg težkokovinskih muljev,

Prešanje odpadkov

Potisna pec

Reaktor1600-2000 °C

Plinvoda

Plinski motorji

plin

kisik

adit iv isoli

žveplo

nekovinski inkovinski granulat

plin

v omrežje za lastno rabo

199

• cca. 12 kg soli (NaCl), • cca. 4 kg kalcijevega sulfata (CaSO4). Sol in fosfat ustrezata zahtevam ponovne uporabe v industriji. Trdni preostanki iz visokotemperaturnega reaktorja se kondicionirajo na kovinski in nekovinski granulat. Odvisno od sestavin komunalnih odpadkov dobimo cca. 230 ÷ 270 kg mineralnega granulata in cca. 30 kg kovinskega granulata. Prednosti postopka: • ni potrebna posebna predpriprava odpadkov (drobljenje), • ostanki zgorevanja so inertni v obliki mineralnega granulata (tamponi cestišc), • ne povzroca odpadnih vod. Slabosti postopka: • relativno visok strošek obratovanja, • nejasni emisijski rezultati, ki jih je možno ugotoviti v daljšem obdobju obratovanja, • tehnološko zahteve in zelo kompliciran postopek. Postopek NOEL Preussag Postopek NOEL Preussag predvideva predhodno drobljenje odpadkov s pomocjo rotacijskega drobilca. V primeru vecje vsebnosti vode v odpadkih je predvideno tudi predhodno sušenje odpadka v sušilnem bobnu. Pirolizna faza se izvaja v bobnih, ki so greti z zunanjimi plinskimi gorilniki in brez prisotnosti kisika. Za eno linijo sta predvidena dva bobna. Temperatura v primarni komori je cca. 550 ÷ 650 °C. Nastali gorljivi plin se ohladi, pri cemer se izloca mešanica olja/vode/prahu. Pirolizni koks se po izstopu iz bobna ohladi in zmelje v prah ter se tako pripravljen transportira do visoko temperaturnega reaktorja za uplinjanje. Reaktor za uplinjanje dela pod pritiskom 25 ÷ 35 barov. Tekoci in plinasti produkti iz primarne komore se morajo dovajati pod pritiskom s pomocjo kompresorjev in crpalk. Pri temperaturah 1400-1600 °C nastaja plin, ki je pretežno mešanica CO in H2. Vroci plini in stopljena žlindra zapustijo skupaj reakcijski prostor, kjer se posebej hladi in granulira, plinska frakcija pa se uporablja kot osnova sinteznega plina za proizvodnjo toplotne ali elektricne energije. Toplota gorilnih plinov se ne koristi neposredno, ker se plini hladijo zaradi preprecitve nastanka toksicnih organskih spojin-novosinteze. Surovi plin se že v reaktorju ohladi s pomocjo vbrizgane vode na temperaturo 150 ÷ 250 °C. V Venturijevem izpiralcu se nato plini še dodatno ohladijo, pri cemer del izpiralne vode s prahom gre nazaj v gorilno cono, del odpadne vode pa se cisti in uparja. Po tem postopku nimamo odpadnih vod. Preostanki trdnih snovi se odložijo na deponijo posebnih odpadkov. Preostali odpadki iz piroliznega bobna se locijo na kovinsko in nekovinsko frakcijo ter se pripravijo za sekundarno uporabo.

200

Prednosti postopka: • postopek cišcenja dimnih plinov brez odpadnih vod, • doseganje emisijskih vrednosti skladno s predpisi. Slabosti postopka: • preizkus te tehnologije je izveden samo na nekaterih vrstah odpadkov (mulj, odpadno olje

ipd.) • nepreizkušeni rezultati na podrocju energetskega izkoristka, • komplicirana predpriprava odpadkov, kjer se za dolocene primere zahteva sušenje v

sušilnem bobnu.

Slika 3.20: Shema procesa NOEL

Drobljenjeodpadkov

Plinska turbinaPlinski motor

Rotacijski boben550 ° C

Reaktor1400 C35 bar

Cišcenjedimnih plinov

aditivi

plin

nekovinska inkovinska frakcija

kisik

žveplo

SM-konc.

v omrežje za lastno rabo

žlindrin granulat

201

RCP proces podjetja Von Roll Ta nov proces Von Roll-a vsebuje fizicno povezane procesne enote: pirolizo, sežig piroliznega koksa ob prisotnosti kisika in rafinacijo žlindre pri visoki temperaturi, sežig plina ter naprave za cišcenje dimnih plinov. V pirolizni enoti se odpadki segrevajo tako, da nastajata pirolizni plin in pirolizni koks. Potrebna energija se dovaja z delnim zgorevanjem piroliznega plina s kisikom. Pirolizni koks zgoreva z dovedenim kisikom, nastala žlindra pa se obdeluje tako, da se dobi in loci koncentrat težkih kovin in zlitina bakra/železa, ki se lahko uporabi v kovinski industriji. Preostanek žlindre (minerali) se granulira in ga je možno uporabiti v proizvodnji cementa kot dodatek. Sežig plina poteka v lebdeci plasti plin/pesek pri temperaturi 1.200 °C. Prednost obdelave odpadkov s tem procesom je, da se izogne proizvajanju preostankov, ki morajo biti odloženi na odlagališcih.

Slika 3.21: Von Roll RCP proces Ta proces je vgrajen in se preizkuša v industrijskem objektu v Bremerhavenu (Nemcija) z zmogljivostjo 45.000 t/leto. Predvideni parametri obratovanja še niso doseženi in jih je potrebno še nadalje optimizirati.

202

Postopek KIV Vransko Proces poznamo pod nazivom dvostopenjsko zgorevanje. Postopek termicnega procesiranja poteka v naslednjih fazah: • priprava in doziranje odpadkov, • segrevanje, sušenje in uplinjanje odpadkov v primarni komori, • mešanje z rakom, vžiganje in zgorevanje nastalega plina v sekundarni zgorevalni komori, • ohlajevanje dimnih plinov in s tem izkorišcanje pri postopku sprošcene energije, • cišcenje dimnih plinov glede na vsebnost škodljivih snovi v dimnih plinih. Pred doziranjem v primarno komoro odpadke zmeljemo in po potrebi baliramo. V primarni komori je v odvisnosti od vrste odpadkov primarna temperatura 500 ÷ 800 °C. Kolicina primarnega zraka je v primarni komori takšna, da se razvije reakcijska toplota samo za sušenje in uplinjanje odpadkov. Trdni odpadki zgorevanja v primarni komori se s transporterji odvajajo v kontejner za žlindro in pepel. V sekundarni komori – termoreaktorju se v coni mešanja z dovajanjem sekundarnega zraka ustvari optimalna gorljiva zmes plina in zraka, ki se v naslednji coni vžge. Temperatura termoreaktorja se giblje med 850 - 1200 °C. V sekundarni komori so razen temperature zagotovljeni še zadrževalni cas 2 sekundi in ustrezna turbulenca, kar omogoci popoln sežig organskih snovi. Vroci dimni plini po izstopu iz termoreaktorja oddajo energijo preko parnega kotla. Zmanjševanje koncentracije kislih komponent kot HCl, HF, SO2 dosegamo s pomocjo suhe adsorbcije. Emisijo prašnih delcev in razpršenega apna zmanjšujemo s filtrom prašnih delcev v filterskih vrecah. Naslednja stopnja cišcenja dimnih plinov je s filtrom na aktivni koks. Polutanti v odpadnih plinih pridejo v stik s polnilom in se na polnilo adsorbirajo in kemijsko vežejo. To so dioksini, furani in deloma kloridi in fluoridi v plinski fazi. Dušikovi oksidi se zmanjšujejo s postopkom katalitske redukcije. Jedro te naprave je v obliki satovja izdelan katalizator, sestavljen v glavnem iz titanovega dioksida. Prednosti postopka: • postopek je preizkušen z ustreznimi meritvami za sežig komunalnih odpadkov in dosega

dobre rezultate, • nizke emisije škodljivih snovi (predvsem delcev), • relativno enostaven postopek cišcenja dimnih plinov, ki ne povzroca odpadnih vod, • majhne kolicine ostankov po obdelavi dimnih plinov,

203

• dobri rezultati predvsem pri industrijskih odpadkih, • relativno cenovno ugodni postopek, • uporabljeni dosežki domacega znanja.

Slika 3.22: Dvostopenjski sežig KIV-Vransko

3.6.4.3 Cišcenje dimnih plinov iz sežigalnic Cišcenje dimnih plinov kot koncna faza procesa termicne obdelave odpadkov je zelo pomembno, ker imamo v odpadkih veliko okolju neprijaznih snovi, ki jih je potrebno pred izpustom dimnih plinov v dimnik izlociti. Pri vseh procesih termicne obdelave nastajajo podobni dimni plini, ki se razlikujejo le po kolicini, vendar s podobnimi zahtevami po cišcenju, ker vsebujejo: • pepel, • težke kovine in njihove spojine, • dušikove okside (NOx), • žveplove okside (SOx),

D r o b l j e n j eo d p a d k o v

P e c s p o m i c n o r e š e t k o

R e a k t o r8 0 0 - 1 2 0 0 ° C

P a r n i k o t e l

C i š c e n j ed i m n i h p l i n o v

P a r n a t u r b i n a

z a l a s t n o r a b ov o m r e ž j e

plin

a d i t i v i

z r a k

V d i m n i k

v o d a f i l t e r sk i pepe l

nekov ine

k o v i n e

204

• fluoride (HF), • kloride (HCl), • dioksine in furane, • lahko hlapljive organske spojine. V tehnološkem procesu cišcenja dimnih plinov pri klasicnem sežigu na rešetki imamo sledece tehnološke faze (postopke) : • Locevanje prahu-letecega pepela

Plini, ki prihajajo iz kotla vsebujejo do 4.000 mg trdnih delcev / Nm3. Locevanje prahu izvajamo z elektrostatskimi ali vrecastimi filtri.

• Odstranjevanje kislih plinov

Za odstranjevanje kislih plinskih komponent kot so žveplovi oksidi, flouridi in kloridi, se uporabljajo trije razlicni postopki: ∗ Adsorpcija (suhi postopek), kjer se suhi kalcijev oksid (CaO) in kalcijev hidroksid

Ca(OH)2 v obliki prahu s funkcijo adsorbenta razpršuje v tok dimnih plinov. Pri tem se kisli plini nevtralizirajo, ker se adsorbirajo na površino bazicnega adsorbenta. Težke kovine in njihove spojine se samo delno nalagajo na površino adsorbenta. Trdni delci adsorbenta se po koncani adsorbciji locijo od dimnih plinov s pomocjo naprave za odstranjevanje prahu (adsorbcijski razpršilnik);

∗ Absorbcija (pol-suhi postopek) ; pri tem postopku uporabljamo 15% vodno suspenzijo kalcijevega hidroksida Ca(OH)2. Kisli plini se najprej raztopijo v kapljicah vode, nakar sledi nevtralizacija. Pri pol-suhi absorbciji se uporablja podobna oprema kot pri suhem postopku, le da je dopolnjena z napravami za suspenzijo Ca(OH)2 in manipulacijo suspenzije s transportnim sistemom.

• Mokro pranje dimnih plinov

Vroci dimni plini iz procesa termicne obdelave se pri prehodu skozi visoko temperaturni ohlajevalnik najprej ohladijo. Pri tem se odstrani del trdnih delcev, živo srebro (Hg), solna kislina ( HCl) in fluorovodikova kislina (HF), izlocevalec kapljic pralne tekocine pa kapljice loci od dimnih plinov. Po prvem izlocevanju kapljic pralne tekocine vstopa plin v nevtralno pranje, kjer se nevtralizira z bazicnim natrijevim hidroksidom (NaOH) in se pri tem odstranijo v glavnem žveplovi oksidi (SOx) in preostala fluorovodikova kislina (HF). Po drugem izlocevanju kapljic pralne tekocine sledi zakljucna faza locevanja podmikronskih delcev in nato gredo plini v atmosfero. Pretok pralne tekocine je v nasprotni smeri kot pretok dimnih plinov, kar omogoca minimalno izgubo energije.

• Odstranjevanje dušikov oksidov

Dušikove okside (NOx), ki nastajajo med sežigom, reduciramo z amoniakom (NH3), pri cemer nastaja dušik (N2) in voda (H2O). Za sodobno tehnologijo veljajo sledece reakcije:

4 NO + 4 NH3 + O2 → 4 N2 + 6 H2O (en. 3.3) 6 NO2 + 8 NH3 → 7 N2 + 12 H2O (en. 3.4) • Selektivna nekatalitska redukcija (SNCR)

205

Reakcija poteka pri temperaturi 900 do 1000 °C med vbrizgavanjem raztopine amoniaka v sežigalno komoro. Zaradi pocasne kinetike zgoraj navedene redukcije moramo amoniak, v glavnem za odstranitev NOx pod 150 mg/Nm3 vbrizgavati v stehiometricnem prebitku glede na kolicino NOx.. Presežek amoniaka iz plina odstranimo na vrednost, predpisano v slovenski zakonodaji.

• Selektivna katalitska redukcija (SCR)

S katalizatorji (npr. titanov oksid) dosežemo reakcije redukcije dušikovih oksidov že pri temperaturi 200 do 300 °C, pri cemer nimamo težav s presežnim amoniakom v dimnih plinih.

• Odstranjevanje dioksinov in furanov (PCDD/F)

Dioksinov in furanov podobno kot dušikovih oksidov ni mogoce odstraniti iz dimnih plinov z adsorpcijo s Ca(OH)2 ali z mokrim pranjem. Njihovo vsebnost v dimnih plinih zmanjšamo z uporabo specificnih adsorbentov kot je aktivno oglje, ali pa s povecanjem volumna katalizatorja, ki ga uporabljamo pri selektivni katalitski redukciji za odstranjevanje NOx, na katerem se oksidirajo.

Za varovanje okolja je enako pomembna obdelava odpadnih vod in obdelava preostankov po sežigu. • Obdelava odpadnih vod

Mokro pranje dimnih plinov poteka v vecstopenjskem pralniku, iz katerega dobimo kislo in rahlo alkalno odpadno vodo. Kisla odpadna voda se lahko pred nevtralizacijo uporabi za spiranje letecega in kotlovskega pepela. Po spiranju se jo skupaj z alkalno odpadno vodo nevtralizira s suspenzijo hidratiziranega apna (Ca(OH)2) in se jo obdela s flokulanti in kompleksanti, da se iz nje oborijo in odstranijo škodljive kovine. Ko se blato usede, se ga izloci kot filtrno pogaco, odpadna voda pa se še filtrira skozi pešceni filter in se ji uravnava pH. Tako ocišcena odpadna voda ustreza predpisom za odpadne vode, ki se jih lahko spušca v kanalizacijo.

• Obdelava preostankov po sežigu

Leteci in kotlovski pepel se lahko spereta s kislo odpadno vodo iz mokrega pranja dimnih plinov. Iz kisle odpadne vode je z ionskim izmenjevalcem predhodno potrebno odstraniti živo srebro in kadmij, sicer se kovine obdržijo na alkalni površini delcev pepela. Oprani lebdeci pepel ima podobne lastnosti kot žlindra in se lahko odlaga skupaj z žlindro na odlagališcu nenevarnih odpadkov. Filterska pogaca, to je preostanek iz obdelave odpadnih vod vsebuje najvec sadre, ki pa je onesnažena s hidroksidi in organskimi kompleksi težkih kovin (živo srebro (Hg), kadmij (Cd), cink (Zn) in drugimi). Spojine kovin niso popolnoma odporne na dež, saj ta vsebuje raztopljen ogljikov dioksid in sledove drugih kislin, in jih je zato potrebno odlagati v varna, podzemna skladišca (solni rudniki in podobno).

Termicno obdelavo odpadkov lahko vršimo razen z razlicnimi tehnološkimi postopki tudi v napravah razlicnih dnevnih oz. letnih kapacitet sežiga. Za kakšno kapaciteto se bomo odlocili je odvisno od vec faktorjev, pri cemer igrata pomembno vlogo sociološki in ekonomski faktor. Vsaka odlocitev mora biti rezultat primerjalnih analiz in optimizacije projekta.

206

3.6.5 Deponiranje trdnih komunalnih odpadkov Stopnja predelave prej navedenih postopkov ravnanja s trdimi odpadki ni koncna, kar pomeni, da v procesu ostane dolocena kolicina odpadkov oziroma ostankov, ki jih ni moc koristno predelati in jih obicajno skupaj z ostalimi komunalnimi odpadki, katerih predhodna predelava iz kakršnih koli razlogov ni bila izvedena, deponiramo (trajno “uskladišcimo”) na zato posebej urejenem odlagališcu, ki ga imenujemo tudi deponija komu nalnih oziroma industrijskih odpadkov. Deponiranje odpadkov pomeni nadzorovano odlaganje odpada na površini zemlje ali v dolocenih primerih tudi pod njo. Pri nacrtovanju tovrstnega ravnanja s trdnimi odpadki je potrebno upoštevati naslednje dejavnike: • izbira ustrezne lokacije za izgradnjo deponije, • nacin in metode distribucije odpada na bodoci deponiji, • nastajanje plinov in izcednih vod, • odstranjevanje izcednih vod in plinov. Izbira ustrezne lokacije za izgradnjo deponije bodisi komunalnih ali industrijskih trdih odpadkov je ena najzahtevnejših nalog s tega podrocja, pri cemer je potrebno upoštevati veliko število vplivnih dejavnikov, kot so: • razpoložljiva površina bodoce deponije, ki mora biti dovolj velika, da lahko sprejme

kolicino odpada vecletnega obdobja, poleg tega pa mora zagotoviti še dodatno površino za postavitev ustrezne infrastrukture v neposredni bližini deponije,

• oddaljenost od najvecjih virov nastajanja odpadkov (mesta, naselja), kar ima velik vpliv na kasnejše obratovalne stroške,

• topografija in struktura tal, upoštevati je potrebno konfiguracijo terena (doline, kotanje, itd.), pokrivni material mora biti dosegljiv v neposredni bližini nove lokacije,

• prisotnost površinskih vod, kar moramo upoštevati pri gradnji drenažnih sistemov in odvodnjavanju izcednih vod iz deponije,

• geološki in hidrološki pogoji, kar ima najvecji vpliv na izgradnjo same deponije predvsem s stališca priprave dna,

• klimatski pogoji - obratovanje deponije mora biti zagotovljeno tudi v težkih vlažnih vremenskih pogojih,

• lokalni ekološki in estetski pogoji: hrup, vonj, prah, prenos bakterij, vizualni izgled deponije morajo biti prisotni v najmanjši možni meri,

• oddaljenost od naselij (zaselkov), pri cemer je potrebno v najvecji možni meri upoštevati tudi sociološke in družbene vplive,

• prometna povezava lokacije z najvecjimi viri nastanka odpadkov, pri cemer je potrebno v veliki meri upoštevati tudi gostoto lokalnega prometa.

Glede na konfiguracijo terena locimo tri osnovne tipe deponij za odlaganje trdih odpadkov:

207

• površinski tip, znacilen je za deponijske lokacije ravnih površin, kjer odpadke deponiramo

v tankih slojih in jih pokrivamo s plastjo prsti ali kakšnega drugega ustreznega materiala, je prikazan na sliki 3.25,

• zasutje naravnih kotanj, kanalov itd., v primeru naravnih danosti lahko pri izgradnji deponije uporabimo obstojece stanje terena, kar je primerno predvsem za izgradnjo manjših deponij, slika 3.26,

• kompresijske deponije, katerih primerne naravne lokacije so velike doline, kanjoni, soteske so primerne za odlaganje velikih kolicin odpadkov, ki se pod vplivom lastne teže in teže pokrivnih slojev prsti sesedajo oziroma komprimirajo (slika 3.27), predstavljajo velik poseg v naravno okolje.

Zaradi potencialne nevarnost onesnaženja naravnih vodnih sistemov kljub naravnim danostim zelo redko izbiramo vlažna oziroma mocvirna podrocja za izgradnjo deponije.

Slika 3.23: Površinski tip deponije Deponirani odpadki so izpostavljeni celi vrsti biokemijskih procesov, ki s casoma spreminjajo snovsko sestavo odpadkov. Prisoten je biološki razpad organskih snovi, ki lahko poteka v aerobnih ali anaerobnih pogojih, pri cemer nastajajo razlicni plini in kapljevine in pojavlja se kemijska oksidacija oksidacije sposobnih odpadnih materia lov. V zacetni fazi je zaradi dolocene kolicine zraka zajete v masi komunalnega odpada dominanten mikrobni razkroj organskega odpada pod aerobnimi pogoji. Toda kolicina kisika se v notranjosti deponirane mase odpadkov hitro zmanjša ali pa se veže z novo nastalimi plini in uhaja na površje, zato nadaljnji razkroj organskega odpada potega pod anaerobnimi pogoji.

208

Plini, ki nastajajo v notranjosti deponije vsebujejo pretežno zrak, amoniak, ogljikov dioksid in monoksid, vodik, vodikov sulfid, metan, dušik in kisik. Ogljikov dioksid in metan sta tipicna produkta anaerobnega mikrobnega razpada organskih sestavin trdih komunalnih oziroma industrijskih odpadkov. Anaerobni razpad poteka v treh fazah: • encimska transformacija težjih organskih molekul v manjše, ki predstavljajo izvor energije

in celicnega ogljika, • bakteriološki razpad, ki povzroci nastanek velikega števila vmesnih produktov, • dokoncen bakteriološki razkroj vmesnih produktov, pri cemer nastajata pretežno metan in

ogljikov dioksid.

Slika 3.24: Zasutje naravno oblikovanega kanala Splošno anaerobno konverzijo organskega odpada lahko predstavimo z naslednjo enacbo: ( ) 3224 NHnzdOrHsCOmCHNOHnCNOHC zyxwdcba −++++→ (en. 3.5)

kjer je:

snycr

mnwas2−−=

−−=

209

clena CaHbOcNd in CwHxOyNz predstavljata molsko sestavo organskega odpada na zacetku in koncu biokemijskega razkroja.

Slika 3.25: Primer velike komunalne deponije V manjših deponijah nastali plini difundirajo na površje in prehajajo v ozracje, pri vecjih deponijah pa zgradimo drenažne sisteme, ki omogocajo zbiranje nastalih plinov, ki jih je moc tudi energetsko izkoristiti, obicajno za ogrevanje infrastrukturnih objektov v neposredni bližini deponije. V primeru manjših kolicin nastalih plinov, ko njihovo energetsko izkorišcanje ni ekonomsko opravicljivo, omogocimo le njihovo zgorevanje v atmosfero. Tekocine nastale med mikrobnim razpadom organskih snovi skupaj z meteorno vodo, ki pronica skozi plasti deponiranih odpadkov imenujemo izcedne vode. Dno deponije mora biti zgrajeno tako, da preprecimo pronicanje izcednih vod v podtalnico, kar bi imelo za posledico kontaminacijo širšega obmocja podtalne vode. To je tudi eden od razlogov, da nove lokacije odlagališc odpadkov ne smemo iskati na podrocjih bogatih s podtalnico, ki je povezano z vodnim zajetjem vodno gospodarskega obmocja. izcedne vode komunalnih deponij moramo skrbno zajeti in jih obdelati po predpisih cišcenja komunalnih odpadnih voda, kar pomeni, da moramo v neposredni bližini odlagališca odpadkov postaviti ustrezno cistilno naprava, ki bo vkljucevale vse tri stopnje cišcenja odpadnih voda. Šele tako ocišcene izcedne vode lahko izpustimo v naravne vodotoke, ali pa jo uporabimo v komunalne namene v okviru infrastrukturne porabe na odlagališcu.

3.6.6 Proizvodnja sekundarnih surovin iz komunalnih odpadkov Danes se vse pogosteje uveljavljajo postopki predelave komunalnih odpadkov v smislu pridobivanja sekundarnih surovin, kar omogoca obravnavo tovrstnega pristopa kot gospodarske panoge. V takšnem primeru ni vec nujno govoriti o komunalnem objektu, katerega vzdrževanje in obratovanje je izkljucno odvisno od zbiranja sredstev in prispevkov za tovrstne aktivnosti, ampak o podjetju, ki proizvaja sekundarne surovine, uporabne v najrazlicnejših panogah industrije. V obliki diagrama je proces tovrstne predelave komunalnega odpada prikazan na sliki 3.28.

210

Slika 3.26: Procesni diagram proizvodnje sekundarnih surovin iz komunalnih odpadkov

Vhodna surovina je torej nesortirani komunalni odpad, ki ga najprej zmeljejo, sortirajo izlocijo kovine in osušijo. Temu sledi še cela vrsta sejalnih postopkov in sortiranj pri cemer kot koncni produkt nastajajo sekundarne surovine razlicnih granulacij. Te surovine lahko uporabljamo pri proizvodnji drugih produktov kot so: razni absorpcijski materiali, pesek, gorivo, organska gnojila, kompost, gradbene plošce, karton itd.

nesortirani komunalni odpad

drobljenje in mletje

magnetno izlocanje kovin I

sejanje skozi rešetke in sita

sušenje

ozonacija

magnetno izlocanje kovin II

izlocanje umetnih mas

sejanje:

grobo

srednje

fino

mlin s kladivi mlin z noži

H2O

grobo sito

fino sito

srednje sito

zelo fino sito

1 9 8 7 6 5 4 3 2 10

sortiranje granulata

1 filtrski prah 2 inertne snovi 3 organski granulat 4 granulat umetnih snovi 5 barvne kovine 6 groba organska vlakna 7 srednje groba organska vlakna 8 fina organska vlakna 9 folija 10 Fe-kovine

211

Pri tovrstnih postopkih predelave komunalnega odpada je bistvenega pomena, da zagotovimo nadaljnjo uporabo nastalih sekundarnih surovin, saj se v nasprotnem primeru lahko zgodi, da se te snovi zacno kopiciti na dvorišcu obrata za predelavo odpadkov.

212

4 Literatura G. Kiely, Environmental Engineering, Mc Graw-Hill Book Company, 1997. Howard S.P., Donald R. Rowe, Tchobanoglous, G., Environmental Engineering, Mc Graw-Hill Book Company, 1985. Paul T. Williams, Waste Treatment and Disposal, John Wiley & Sons, 1998. T.V. Duggan, C.A. Mitchell, Environmental Engineering Education , CMP Southampton, UK, Boston, 1997. J.C. Jones, Environmental and safety aspects of Combustion Technology, Whittles Publishing, UK, 1997. Jerald L. Schnoor, Environmental Modelling, John Wiley & Sons, 1996. J. Warnatz, U. Mass, R.W. Dibble, Combustion, Springer, 1998.