Környezetvédelem | Tanulmányok, esszék » Gács-Katona - Környezetvédelem (Energetika és levegőkörnyezet)

Gács Iván - Katona Zoltán Környezetvédelem (Energetika és levegőkörnyezet) Budapest, 1998 TARTALOMJEGYZÉK Előszó. 5 1. A levegõtisztaság-védelem általános kérdései 7 1.1 A levegõminõség környezeti kapcsolatai 7 1.2 A levegõtisztaság-védelem céljai és eszközei 8 1.21 Célok 8 1.22 Eszközök 8 1.23 A levegõszennyezés káros hatásai 8 1.231 Lokális hatások 9 1.232 Kontinentális hatás 10 1.233 Globális hatás 11 1.24 Milyen a jó szabályozás? 11 1.241 Immisszió norma 11 1.242 Technológiai norma 13 1.243 Kéményméretezés 13 1.244 Nemzetközi egyezmények 13 1.3 A levegõszennyezés matematikai modellezése 14 1.31 Forrás modell 14 1.32 Terjedési modell 15 1.33 Egyszerûsített értékelés 16 1.34 Hatás és károsodási modell 16 1.35 Érték modell 17 2. Energiahordozó felhasználás 18 3. Szennyezõanyag kibocsátás tüzelésekbõl 24 3.1 A szennyezõanyag keletkezés és kibocsátás meghatározása 24 3.2 Szilárd

szennyezõanyagok 25 3.21 Erõmûvek szilárd szennyezõanyag kibocsátása 25 3.211 Légköri szilárdanyag szennyezés 26 3.212 Szilárd szennyezõanyagok környezetre gyakorolt káros hatásai. 27 3.213 Szilárd szennyezõanyagok keletkezése erõmûvi tüzelõberendezésekben . 28 3.22 Erõmûvi pernyekibocsátás csökkentése 30 3.221 Pernyekibocsátás csökkentése természetes leválasztódással . 31 3.222 Pernye kibocsátásának csökkentése mesterséges leválasztással. 34 3.23 Leválasztó berendezések 37 3.231 Ülepítõk 37 3.232 Mechanikai leválasztók 38 3.233 Centrifugál-leválasztók 39 3.234 Elektrosztatikus pernyeleválasztók 41 3.235 Zsákos szûrõk 46 3.236 Kerámiaszûrõk 47 3.237 Nedves pernyeleválasztók 49 3.3 Kéndioxid kibocsátás 50 3.31 Erõmûvek kéndioxid kibocsátása 50 3.311 Légköri kéndioxid szennyezés 51 3.312 Kéndioxid környezetre gyakorolt káros hatása 52 3.313 Kéndioxid keletkezése tüzelés során 53

Tartalomjegyzék 3.32 Erõmûvi kéndioxid kibocsátás csökkentõ módszerek 56 3.321 Magas kéntartalmú tüzelõanyagok tisztítása (tüzelés elõtti kéntelenítés) . 58 3.322 Kéndioxid kibocsátás csökkentése természetes leválasztódással és annak elõsegítése tüzelési technikákkal (tüzelés közbeni kénleválasztás) . 58 3.33 Kéndioxid füstgázból, szintézis-gázból történõ leválasztása (tüzelés utáni kénleválasztás). 65 3.331 Nedves eljárások 65 3.332 Félszáraz eljárások 70 3.333 Száraz eljárások 71 3.4 Nitrogén-oxid kibocsátás 73 3.41 Erõmûvek nitrogén-oxid kibocsátása 73 3.411 Légköri nitrogén-oxid szennyezés 74 3.412 Nitrogén-oxidok környezetre gyakorolt káros hatásai 75 3.413 Nitrogén-oxidok keletkezése tüzelés során 78 3.42 Erõmûvi nitrogén-oxid kibocsátás csökkentési módszerek 82 3.421 Primer NOx kibocsátás-csökkentõ eljárások 82 3.422 Gyakorlatban használt primer NOx

emissziócsökkentõ eljárások . 85 3.423 Szekunder NOx kibocsátás-csökkentõ eljárások 87 3.424 A szelektív katalitikus redukció 88 3.425 Ammóniaszükséglet meghatározása szelektív katalitikus redukcióhoz . 91 3.5 Egyéb szennyezõanyagok 93 3.51 A tökéletes égés termékei 93 3.52 A tökéletlen égés termékei 94 3.53 Radioaktív anyagok 94 3.54 Nehézfémek 95 4. Atomerõmûvek gázalakú radioaktív kibocsátásai 96 4.1 A légköri kibocsátások forrásai 96 4.2 A radioaktív anyagmérleg 97 4.3 A primerköri aktivitás és forrásai 97 4.31 Az aktivitás alakulása a primerkörben 97 4.32 A hûtõvíz saját aktivitása 98 4.33 A hasadási termékekbõl származó aktivitás 99 4.34 A korróziós termékek aktivitása 100 4.35 A hûtõvíz trícium aktivitása 101 4.4 A radioaktív anyagok útja a szellõzõrendszerben 101 4.41 Kijutás a szervezett szivárgásokkal 101 4.42 Kijutás a szervezetlen szivárgásokkal 103 4.43 A levegõ

aktiválódása a reaktor környezetében 104 4.44 Az aktivitás változása a szellõzõrendszerben 104 4.5 Radioaktív átalakulás a kibocsátás után 105 5. Szennyezõanyagok légköri terjedése 107 5.1 A terjedés modellezése 107 5.11 A modellezés célja 107 5.12 A terjedési modellek fajtái 108 5.13 A füstfáklya modellek jellemzõi 109 5.14 A matematikai és a fizikai modellezés kapcsolata 110 5.141 A matematikai modellek korlátai 110 5.142 A fizikai modellezés lehetõségei 112 5.2 A légkör tulajdonságai 113 5.21 A légkör szerkezete 113 - 2 - Tartalomjegyzék 5.22 A szélmezõ 114 5.221 A szél keletkezése és a szélmezõ szerkezete 115 5.222 A szélsebesség függõleges menti változása 116 5.23 A légkör stabilitása 117 5.231 A légkör termikus egyensúlyi állapota 117 5.232 A labilis és stabil légállapotok 118 5.233 A légköri stabilitást befolyásoló tényezõk 120 5.234 A stabilitás hatása a szennyezõanyagok terjedésére

121 5.3 A füstfáklya modell alkalmazása 123 5.31 Az effektív forrásmagasság 123 5.311 A járulékos kéménymagasság számítása 123 5.312 A hõkibocsátás számítása 124 5.313 Az átlagos szélsebesség 126 5.32 A légszennyezõk terjedésének Gauss modellje 126 5.321 A terjedés differenciálegyenlete 126 5.322 A differenciálegyenlet egyszerûsített megoldásai 127 5.323 A szórások meghatározása 129 5.324 A szélsebesség átlagolása 133 5.325 A tükrözõdés 133 5.326 A szennyezõanyagok kikerülési folyamatai 135 5.327 Az ülepedés 136 5.328 A teljes modell 138 5.33 A domborzat hatása 138 5.34 A légszennyezés idõbeli folyamatai 139 5.341 A koncentráció idõbeli változása 139 5.342 A kibocsátás idõbeli változása 140 5.343 A szennyezõanyag koncentráció átlagolása 142 5.344 A szennyezõanyag koncentráció tartamdiagramja 146 5.35 terjedés számítógépes modellezése 147 5.351 A számítógépes modellezés néhány gyakorlati

kérdése . 147 5.352 Közelítõ függvények 151 6. Az energetikai légszennyezés értékelése 155 6.1 Értékelés az immisszió normák alapján 155 6.11 Az alapterhelés figyelembe vétele 155 6.12 Az értékelés térbeli kiterjedése 156 6.13 Az évi átlag értékelése 156 6.14 A napi átlag értékelése 157 6.15 A 30 perces átlag értékelése 158 6.16 Túllépési gyakoriságok számítása 158 6.2 A szükséges kéménymagasság meghatározása 160 6.21 Az engedélyezési eljárás a teljesítményszintek szerint 160 6.22 Kisebb források egyszerûsített értékelése 161 6.23 KHV és a hatásterület megállapítása 163 6.231 Az EKHV és a RKHV tartalmi különbsége 163 6.232 A vizsgálati terület 163 6.233 Engedélyezés az EKHV alapján 163 6.234 A hatásterület 164 6.235 A leggyakoribb meteorológiai állapot 164 6.236 Az engedélyezés kritériumai 164 6.3 Radioaktív légszennyezõk kibocsátásának értékelése 165 6.31 Sugárvédelmi

jogszabályok 165 6.311 Elsõdleges dózis-határértékek 165 6.312 Másodlagos dózis-határértékek 165 - 3 - Tartalomjegyzék 6.32 Értékelés a radioaktív anyagok megengedett koncentrációja alapján . 166 6.33 Értékelés az okozott dózisok alapján 167 6.4 Hatás függvény 168 6.5 Dózisszámítás 170 6.51 Az egyszerû dózis 170 6.52 A területi dózis 170 6.53 A kollektív dózis 172 6.6 A károsodás értékelése 174 6.61 Károsodási modell 174 6.62 Érték modell 176 7. Irodalom 178 - 4 - ELŐSZÓ Ez a jegyzet a Budapesti Műszaki Egyetem Gépészmérnöki Karán belül folyó energetikai mérnök képzés Környezetvédelem című tantárgyához készült, de reményeink szerint számos más oktatási formában is felhasználható lesz. Lehet, hogy a cím túl általános. A jegyzetben a környezetvédelem igen sokrétű, számos szakterületet felölelő témaköreiből csak az energetikai eredetű levegőszennyezéssel foglalkozunk. Ezt

próbáltuk meg érzékeltetni a jegyzet alcímével Az energetikára való leszűkítést az oktatásunk jellege indokolja. A levegőszennyezésre való szűkítést pedig az, hogy az energetika a környezeti elemek közül a legnagyobb mértékben a levegőkörnyezetre gyakorol hatást. Evvel nem akarjuk lebecsülni az egyéb hatásokat, pl. a vizekre gyakorolt hatást, a zajt vagy a szilárd hulladékok elhelyezésének problémáját, csak ki kívánjuk emelni e rendkívül fontos kölcsönhatást. Kölcsönhatásról beszélhetünk, mert nem csak az energetika hat a levegőkörnyezetre, hanem a levegőkörnyezet követelményei is erős hatást gyakorolnak az energetika - különösen a hő- és villamosenergia-termelés - fejlesztési irányaira. Az energetika környezeti hatása nem csak negatív. A füstgáztisztítási eljárások fejlesztése, a légszennyezés terjedési kutatások területén az energetika mindig is élenjáró szerepet játszott. Nagyon fontosnak tartjuk,

hogy e kapcsolatokkal minden energetikus tisztában legyen. A témakör leszűkítése természetesen nem jelenti azt, hogy a jegyzetben leírt ismeretek csak az energetika területén használhatók. Az 1 és 6 fejezet teljesen általános elveket tartalmaz, amelyek figyelembe vétele minden levegőszennyezéssel foglalkozó számára hasznos lehet. A szennyezőanyagok keletkezésével foglalkozó rész – bár alapvetően erőművi tüzelésekből indul ki – minden égéssel kapcsolatos folyamatra használható elveket fogalmaz meg. A szennyezőanyagok légköri terjedésének törvényszerűségei természetesen minden magas pontforrásra azonosak, függetlenül a forrás üzemeltetőjének iparági besorolásától. Ezek az általánosan felhasználható ismeretek keltik bennünk azt a reményt, hogy e jegyzet nem csak az oktatás területén lesz használható, hiszen a szakterület magyar nyelvű irodalma ma még elég szegényes. Az energetika és a levegőkörnyezet szoros

kapcsolatának felismerését Magyarországon is számos korai mű jelzi. Az erőműves szakirodalom egyik alapműve, Lévai András 1964-ben megjelent Hőerőművek II. c könyve már foglalkozik az erőművi kibocsátások légköri hatásával. A légszennyezés terjedés modellezésének és kutatásának hazai megteremtője, Szepesi Dezső 1967-ben megjelent könyvében - ami lényegében kandidátusi disszertációját tartalmazza - a módszerek illusztrációjaként erőművi példát mutat be. A kérdés fontosságát felismerve a BME Hőerőművek Tanszékén Lévai András tanszékvezető egyetemi tanár kezdeményezésére 1972-ben kezdtünk - Bede Gábor kollegámmal együtt - részletesebben foglalkozni az erőművi légszennyezéssel. Kezdeti lépéseinket a Nehézipari Misztérium és a Magyar Villamosművek Tröszt támogatta, majd a gyakorlati alkalmazások állandó fejlesztési kényszere vitte előre kutatás-fejlesztési munkánkat E munka töretlen folytatását

nem zavarták meg az időközben végbement szervezeti változások és jelenleg az 1992 óta működő Energetika Tanszék keretében folyik e témakör kutatása és alkalmazása. A kutatások nyomán gyorsan beépültek ismereteink az egyetemi oktatásba is. A környezetvédelmi szakmérnök oktatás számára már 1976-ban jegyzetben foglaltuk össze az akkori időszak legkorszerűbb ismereteit. Azóta szinte minden oktatási formánkban megjelentek a környezetvédelmi ismeretek, kezdetben többnyire valamely tantárgy részeként, később egyre inkább önálló tantárgyként. Ehhez az egyre szélesebb körben folyó oktatáshoz kíván segítséget adni e jegyzet. A környezetvédelem megjelenik oktatásunk csúcsán, a doktorandusz képzésben is. Ebben a képzési formában vett részt szerzőtársam, Katona Zoltán is, aki az ezt megelőzően, majd a doktoranduszi kutatómunkában szerzett ismereteit foglalta össze - 5 - e jegyzet 3. fejezetében, amely döntő

részben az ő önálló munkája Rajta kívül köszönet illeti még Bihari Péter doktoranduszt és számos hallgatónkat, akik elsősorban az ábraanyag elkészítésében nyújtottak segítséget. Köszönetet kell még mondanunk a Paksi Atomerőmű Rt.-nek és az energetikai mérnök képzésben közreműködő Energetikai Szakképzési Intézetének is a jegyzet elkészítéséhez nyújtott támogatásért és biztatásért. Végül azt kérem az Olvasótól, hogy ha bármilyen hibát – elírást, valaminek a hiányát, hibás gondolatmenetet – észrevesz vegye magának a fáradtságot és észrevételét juttassa el hozzánk, hogy egy esetleges átdolgozás során a hibát kijavíthassuk. Az ehhez nyújtott segítséget előre is köszönjük Budapest, 1998. január Gács Iván - 6 - 1. A LEVEGŐTISZTASÁG-VÉDELEM ÁLTALÁNOS KÉRDÉSEI 1.1 A levegőminőség környezeti kapcsolatai A légköri folyamatok bonyolult rendszere valamilyen módon kölcsönhatásban áll a

természetes és mesterséges környezet számos elemével. A légkörben a fő komponenseknél (oxigén, nitrogén) lényegesen kisebb arányban jelenlévő gázok, gőzök és szilárd anyagok (nagyrészt légszennyező anyagok) mennyiségi viszonyai a környezeti elemek hatására módosulhatnak és azokra visszahatnak. E mennyiségi viszonyokat és kölcsönhatásokat a károsítás szempontjából értékelve beszélhetünk levegőminőségről. A levegőminőség és a környezeti elemek fontosabb kapcsolatait - egy adott körzet (pl. ország) viszonyaira - az 11 ábrán mutatjuk be Az ábrában kettős vonalas nyíllal jelöltük a legfontosabb és szaggatott vonallal a kevésbé jelentős vagy esetleges hatásokat (Gács, 1988). 1.1 ábra A levegőminőség környezeti kapcsolatai A környezeti elemek szétválasztása elég önkényes: például a gazdasági és társadalmi környezeten belül kiemelten szerepel a levegőkörnyezetre legnagyobb hatást gyakorló energetika

és közlekedés, de elképzelhető lenne más területek kiemelése is. E két szektor hatása mellett a levegőminőséget döntően befolyásolják a meteorológiai és földrajzi viszonyok, de jelentős még a szennyezőanyag "import", a gazdasági és társadalmi környezet ki nem emelt részeinek hatása is. - 7 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései A levegőminőség közvetlen és jelentős hatással van az élővilágra és (pl. a korróziós, mezőgazdasági stb. káron, a védekezés költségein keresztül) a gazdasági környezetre is. A kapcsolatok erőssége időben és térben is eltérő lehet Erősödik a levegőminőség hatása a társadalmi környezetre, ami pl. a környezetvédő mozgalmak erősödésében jelenik meg. Hasonlóan a levegőminőség szempontjai egyre nagyobb szerepet kapnak - a lehetőségek határain belül - az energiahordozó struktúra kialakításában, a tüzelőanyagok elosztásában, az új

létesítmények és a rekonstrukciók megtervezésénél. Fejlett ipari országokban már hosszabb ideje jelentős a közlekedésre gyakorolt hatás is, járművek tervezésénél, üzemeltetésénél, közlekedésszervezésnél az egyik legfontosabb szempontként veszik figyelembe a környezeti követelményeket. Magyarországon ez a hatás még nem ítélhető ennyire erősnek, de a változások nálunk is ebbe az irányba mutatnak. 1.2 A levegőtisztaság-védelem céljai és eszközei 1.21 Célok A levegőtisztaság-védelem alapvető célja az Ember (az egyes személyek és az emberiség) megóvása a levegőszennyezés indokolatlanul súlyos káros hatásaitól. Ez azt jelenti, hogy a levegőtisztaság-védelem ember-központú, a növény- és állatvilág, a művi környezet védelme sem öncél, közvetve ezek is az ember megóvását szolgálják. Ugyanakkor nem szabad a levegőszennyezés teljes megszüntetésének irreális ábrándját kergetni. Az emberi jólét

elképzelhetetlen ipari, mezőgazdasági termelés, szolgáltatások nélkül, ezek a tevékenységek viszont elkerülhetetlenül együtt járnak valamilyen mértékű levegőszennyezéssel. A levegőtisztaság-védelem reális célja az lehet, hogy az ember környezetét megóvja az indokolatlan mértékű levegőszennyezettségtől, mérsékelje és elfogadható korlátok között tartsa a káros hatásokat. 1.22 Eszközök A káros hatások korlátok között tartásához először is ki kell jelölni e korlátokat és meg kell határozni a korlátok betartásának eszközrendszerét. Ehhez többszintű jogszabályi előírásokra (törvények, rendeletek, szabványok), helyes tervezési módszerek előírására és megfelelő műszaki megoldásokra van szükség. A jogszabályi előírások országonkénti érvényessége és a közös légkör ellentmondását nemzetközi egyezményekkel lehet feloldani. Az eszközök helyes kiválasztásához mindig figyelembe kell venni az

adott ország vagy országok társadalmi és gazdasági viszonyait, el kell kerülni a célt nem jól szolgáló eszközök - sokszor igen tetszetősnek tűnő - csapdáit. 1.23 A levegőszennyezés káros hatásai A célok helyes megválasztásához először át kell tekinteni a levegőszennyezés igen sokrétű káros hatásait. Ezeket célszerűen a hatás léptéke, a kibocsátás és a lehetséges károk megjelenési távolságának nagyságrendje szerint osztályozhatjuk. Az osztályozást, a célok és eszközök áttekintését Gács (1994) alapján az 1.1 táblázat foglalja össze. - 8 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései 1.1 táblázat A káros hatások osztályozása, a hatások csökkentésének eszközei Lépték lokális, regionális kontinentális globális 100-101 102-103 104 Hatás jellege közvetlen savasodás üvegházhatás, ózon csökkenés Korlátozandó jellemző (cél megjelölése) immisszió savas ülepedés

légköri koncentráció Jogi eszköz immisszió norma immisszió (ökológiai) norma --- Befolyásoló tényezők kibocsátás, hígulás kibocsátás kibocsátás, nyelők nemzetközi egyezmény (kontinentális) nemzetközi egyezmény (globális) --- --- Hatáskörzet nagyságrendje, km Segédeszközök (másodlagos szabályozások): Emisszió korlátozása technológiai norma közlekedés szervezés, Hígulás javítása iparfejlesztési stratégia kéményméretezés 1.231 Lokális hatások A kibocsátó forrás vagy forráscsoport néhány vagy néhányszor tíz kilométeres körzetében jelennek meg az ún. közvetlen hatások, mint pl az egészségügyi hatások, korróziós és növénykárok. E hatások korlátozását szolgálják az immisszió normák, amelyek célja a kibocsátott légszennyező anyagok talajszint közeli koncentrációjának illetve talajra ülepedésének korlátozása olyan határértékekkel, amelyek betartása esetén a káros

hatások anyagi, egészségügyi következményei és kockázatai még nem haladják meg a társadalmilag elfogadható mértéket. Az immisszió jogszabályi eszközökkel való korlátozása az elérendő célt, a megfelelő levegő-minőséget jelöli ki. Az immisszió norma nem teljesülése, túllépése esetén azonban közvetlenül nem jelölhető meg a felelős, így ennek alapján büntetésre, intézkedésre kötelezésre sincs mód. Ezért olyan segédeszközökre, másodlagos szabályozásokra van szükség, amelyek a szennyezőforrások üzemeltetőit kötelezik olyan határértékek betartására, amelyek teljesülése esetén valószínűsíthető, hogy a légszennyezés nem fogja túllépni az immisszió norma határértékeit. Az immisszió értékét a kibocsátások nagysága és a hígulási viszonyok szabják meg, tehát olyan másodlagos szabályozásokra van szükség, amelyek e kettőt tudják befolyásolni. A kibocsátás (emisszió) korlátozására a

technológiai norma szolgálhat, - 9 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései amely megszabja, hogy egy adott technológiából mennyi szennyezőanyag kerülhet a légkörbe. A termelési folyamatoktól szabályozás szempontjából némileg különbözik a közlekedés. A kibocsátás korlátozására itt is lehetőség van "technológiai norma" típusú szabályozásra, amelyet nem közúti körülmények között (pl. szervizekben) lehet ellenőrizni és ennek alapján a járművet minősíteni. A tényleges kibocsátás azonban nagy mértékben függ a közlekedési viszonyoktól is, így az emisszió korlátozásnak legalább ugyanilyen fontos módszere a közlekedés szervezés, amelynek a kibocsátás szempontjából kedvező közlekedési feltételeket kell megteremtenie, például minél zökkenőmentesebb, egyenletesebb járműmozgás biztosításával. Ennek eszköze lehet pl. a forgalom nagy részének elterelése a legzsúfoltabb és egyben

legszennyezettebb körzetekből, ami nem csak a kibocsátást csökkenti, hanem egyúttal a távolság növelésével, a nyíltabb terepen való elhelyezéssel a hígulási viszonyokat is javítja. Hasonlóan kettős szerepe van az iparfejlesztési stratégiának is. A kibocsátás változatlan technológiai normák mellett - befolyásolható az ipar szerkezetének módosításával, míg a hígulási viszonyokat a telephelyek megválasztása befolyásolja. Ez utóbbi kettő (a közlekedés szervezés és az iparpolitika) jellegénél fogva lényegesen különbözik a jogi szabályozóktól, mégis a levegőtisztaság-védelem igen hatékony eszköze lehet. Helyhez kötött szennyezőforrások esetén a technológiai norma megszabja ugyan a kibocsátható szennyezőanyag mennyiséget, de az immisszió norma betartásához az is szükséges, hogy a szennyezőanyag az immissziós pontig elérve kellőképpen felhíguljon. (Az immisszió előírások explicit módon nem tartalmazzák azt,

hogy a határértékeket hol kell betartani, de nyilvánvaló, hogy a talajszint közeli néhány méteres légrétegben, ahol az élővilág - elsősorban az ember - élettevékenységének a zöme zajlik, ahol a védendő objektumok elhelyezkednek.) A talajszint közelébe eljutásig lejátszódó hígulás döntően a kéménymagasságtól függ, vagyis megfelelő kéményméretezéssel biztosítható. A kéményméretezési eljárás feladata, hogy megadja egy adott szennyezőanyag mennyiség kibocsátásához szükséges minimális kéménymagasságot vagy az adott magasságú kéményen kibocsátható maximális szennyezőanyag mennyiséget. A méretezési eljárásnak a kibocsátás jelentőségének megfelelő mértékben figyelembe kell vennie a kibocsátás körülményeit (a hely meteorológiai, domborzati, beépítettségi viszonyait, a járulékos kéménymagasságra ható tényezőket). 1.232 Kontinentális hatás A kontinentális lépték többszáz vagy néhányezer

kilométer kiterjedésű körzet összefüggő légszennyezettségét jelenti. Ilyen távolságon a terjedés során végbemenő átalakulási folyamatok eredményeként már nem az eredetileg kibocsátott szennyezőanyagok (pl. kén- vagy nitrogénoxidok), hanem a belőlük kialakuló (pl szulfát- és nitrát-) vegyületek fejtik ki káros hatásukat. Ennek eredménye a száraz és nedves ülepedéssel létrejövő savasodás. A savasodás okozta ökológiai károk korlátok között tartása érdekében szintén az immissziót, elsősorban a savas kémhatású anyagok ülepedését kell szabályozni a védendő terület érzékenysége függvényében. Ezt szolgálja az ún. ökológiai immisszió norma Fontos kiemelni, hogy az ökológiai normánál a területi besorolás alapja nem a terület értéke (mint pl. az immisszió normánál régebben alkalmazott "kiemelten védett" kategóriáé), hanem a savasodással szembeni érzékenysége. Miután a savasodás

mértékét döntően az összefüggően szennyezett terület összes kibocsátása szabja meg, csak a kibocsátás korlátozása lehet célravezető. Ekkora - 10 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései területi kiterjedés általában sok ország területét érinti, ezért a kibocsátás korlátozása már csak a körzet egészére kiterjedő nemzetközi egyezménnyel érhető el. 1.233 Globális hatás Globális hatás az (mint a neve is mutatja), amely a légkör egészére terjed ki, a földi légkör összetételének megváltozásából adódik. Jelenleg két ilyen hatás ismert: az üvegházhatás és a sztratoszférikus ózon koncentrációjának csökkenése. Miután az ezeket a hatásokat létrehozó hosszúéletű gázok (széndioxid, freonok, metán stb.) a légkörben lényegében egyenletesen oszlanak el, a mennyiségüket a Föld valamennyi országának együttes kibocsátása és a nyelők (bomlási, megkötődési folyamatok) intenzitása

határozzák meg. A kitűzendő cél a kedvezőtlen hatású gázok légköri koncentrációjának korlátozása kell legyen. E vonatkozásban semmilyen jogi norma nem képzelhető el, egyrészt a jelenség globális volta, másrészt a jelenlegi ismeretek bizonytalanságai miatt. Annyi bizonyos, hogy a kibocsátások globális nemzetközi egyezmények keretében megvalósítható korlátozása a káros folyamatokat lassítja (mint pl. a széndioxid és freon egyezmény). Bizonyos mértékig nemzetközi egyezményekkel lehetőség van a nyelők csökkenésének (pl. őserdők irtásának) korlátozására is 1.24 Milyen a jó szabályozás? Erre a kérdésre nem lehet egyértelmű választ adni. Ez abból is látszik, hogy az egyes országok jogi szabályozásának rendszerei igen eltérőek és egyikre sem lehet ráfogni, hogy egyértelműen jobb, mint az összes többi. Ezért minden országnak kötelessége, hogy a sokrétű külföldi példákat és hazai sajátosságait,

körülményeit is figyelembe véve igyekezzen egy elfogadhatóan működő, a lehető legkevesebb belső és külső ellentmondást tartalmazó jogszabályrendszert kidolgozni. A nehézségek ellenére hasznos lehet annak áttekintése, hogy melyek a célszerű (valóban a kitűzött célokat szolgáló) és a célszerűtlen szabályozás ismérvei. Ezen ismérvekről az 12 táblázat ad áttekintést. 1.241 Immisszió norma Az immisszió térben és időben erősen változó folyamat, ezért a szabályozásának is ehhez kell alkalmazkodnia. Az időbeli változékonyság szükségessé teszi, hogy különböző időtartamokra meghatározott (pl. félórás, napi, évi) átlagos koncentrációkat határozzon meg. Egy adott pont szennyezettségét például egy tartamdiagramban ábrázolhatjuk (evvel az 5.34 pont foglalkozik részletesebben) Az ott bemutatott ábrák jól mutatják a különböző átlagolási idők eltérő jelentéseit, az adott gyakoriságú koncentrációt és a

csúcsértéket. A kedvezőtlen hatások szempontjából elsősorban a hosszúidejű (pl. évi) átlagoknak, és a magasabb koncentrációk gyakoriságának, tartósságának van jelentősége, ezért ezek szabályozása a legfontosabb. Nincs nagy szerepe és nehezen is értelmezhető a maximális koncentráció. Megállapítható értéke a mindenkori mérőműszerek időbeli felbontóképességétől is függ, nem célszerű a szabályozásban szerepeltetni. A tartamdiagram minden pontja természetesen nem rögzíthető előírásokban, az átlag mellett leginkább az 1-5 % gyakoriságú pontok koncentrációjának korlátozása látszik célszerűnek (számos fejlett ország jár így el). - 11 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései 1.2 táblázat A célszerű és a célszerűtlen szabályozás ismérvei célszerű célszerűtlen szabályozás ismérvei Immisszió norma • különböző átlagolási idők • gyakoriságok, tartósságok • területi

differenciálás (dózisok) (szinergikus hatások) • csúcsértékek korlátozása • irreális szigorítás Technológiai norma • kibocsátás/termék arány korlátozása • gazdasági lehetőségek figyelembevétele • összkibocsátás korlátozás • rosszul választott értékre fajlagosítás (pl. koncentráció) • eltérő szigorúság a különböző szektorokban Kéményméretezés • az immisszió norma betarthatóságát biztosító módszer • hígulási viszonyoknak ellentmondó szabályozás • túlzott bonyolultság • túlzott egyszerűsítés • differenciált igényesség Nemzetközi egyezmény • technológiai szint, gazdasági helyzet figyelembevétele • gazdasági segítségnyújtás • azonos mérce a korlátozásban • irreális célkitűzések A kedvezőtlen hatást jól jellemzik a szennyezőanyag dózisok (a dózisokkal részletesebben a 6.5 fejezet foglalkozik) Az egyszerű dózis egy adott pontban a szennyezőanyag

koncentráció integrálja. Ha megállapítható egy olyan küszöb koncentráció, amely alatt káros hatás nem jelentkezik, akkor az integrálásnál csak a küszöb feletti értékek veendők figyelembe. Egy kibocsátás teljes környezeti hatását a területi dózis mutatja, amely a helyi dózisok területi integrálásával nyerhető. A káros hatások nagyságát legjobban jellemző mutató a kollektív dózis, amelyet úgy kaphatunk, ha a helyi dózisokat a védendő objektumok sűrűségfüggvényével (pl. lakósűrűséggel), mint súlyfüggvénnyel szorozva integráljuk. A különféle dózisok - bár a cél szempontjából kívánatos volna - az ismeretek nem kielégítő volta miatt ma még sehol nem szerepelnek az immisszió szabályozásban. Ugyanakkor a védendő objektumok sűrűségfüggvénye rejtve ugyan, de igen helyes tendenciaként megjelenhet a területileg differenciált immisszió határértékekben (pl. "védett" és "kiemelten védett"

területi besorolás). Ugyancsak döntően az ismeretek hiánya miatt általában nem veszi figyelembe a szabályozás a szennyezőanyagok szinergikus hatásait sem. Fontos, hogy a szabályozás figyelembe vegye az adott ország lehetőségeit. Az irreálisan alacsony határértékek, amelyek betartásának nincsenek meg a technikai és gazdasági feltételei, nem a légszennyezés csökkentésére, hanem a szabályozók semmibevételére ösztönöznek. - 12 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései 1.242 Technológiai norma A technológiai normák szerepe az, hogy egy adott termelési szint mellett a reálisan biztosítható legkisebb kibocsátás elérésére ösztönözzön. Ennek megfelelően a szennyezőanyag-kibocsátás/termelés arányt kell korlátoznia, azaz megengedett maximális fajlagos kibocsátásokat kell megadnia. A fajlagosítást helyesen a végtermékre kell végezni. Egyes esetekben elképzelhető a végtermék helyett a másik fő anyag- vagy

energiaáramra, a bemenő alapanyag vagy energiahordozó mennyiségre fajlagosítás célszerűsége is. Nincs értelme valamely mellékáramra vonatkoztatni a kibocsátást, mégis - szerencsétlenül megválasztott külföldi példák alapján - van ilyen törekvés Magyarországon is. E változatban a vonatkoztatási alap a füstgáz térfogatáram lenne, vagyis a korlátozás a füstgáz szennyezőanyag koncentrációjára vonatkozna. Tüzeléstechnikai okokból nem is a ténylegesen mérhető, hanem egy fiktív állapotra átszámított koncentrációra adnának meg határértékeket. A fajlagos kibocsátás csökkentésére a legtöbb szennyezőanyag és technológia esetében létezik megfelelő eljárás, de a költségek erősen függnek a megkívánt tisztítási foktól. Ha a fajlagos kibocsátás tart a nullához, a leválasztási költség tart a végtelenhez. Ez nyilvánvalóvá teszi, hogy a megkívánt értékek megállapítása - bár ezt általában nem mondják ki -

egy gazdasági optimum-keresési folyamat. Ennek eredménye az adott ország gazdasági helyzetétől is kell függjön, így a "külföldön már bevált" értékek automatikus átvétele nem mindig a kívánt célt szolgálja. Arra is érdemes figyelmet fordítani, hogy a különböző szektorokkal szemben ne állítsunk erősen eltérő követelményeket. Ha például a központos hőellátást szigorúan szabályozzuk, az egyedit pedig nem korlátozzuk, akkor a magas költségekkel megakadályozható a - levegőminőséget lényegesen javító - távhőellátás terjedése. Nincs értelme katalizátor felszerelését előírni a gépkocsikra, ha megtűrjük az erősen szennyező ipart és fordítva. 1.243 Kéményméretezés A kéményméretezés célja az, hogy a technológiai norma által megengedett szennyezőanyag mennyiséget elegendően magasan bocsássuk ki ahhoz, hogy talajszinten betartható legyen az immisszió norma. Ennek megfelelően a legfontosabb

követelmény a terjedési, hígulási viszonyokkal összhangban levő szabályozás. Ezt azonban nem lehet minden kibocsátóra azonosan alkalmazni. Nem várható el minden központi fűtés tervezésénél az adott terület meteorológiai viszonyainak részletes feltárása, minden részletet figyelembe vevő terjedési vizsgálat, ugyanakkor az előző esetre kidolgozandó egyszerűsített, gépiesen alkalmazható módszereket nem szabad átvenni jelentős kibocsátású források tervezéséhez. Nagy kibocsátású létesítmények (pl. erőművek, ipartelepek) esetén a legrészletesebb terjedési vizsgálat is sokkal kisebb többletköltséget jelent, mint a "biztonságból" túlméretezett forrásmagasság okozta többletköltség vagy a túl alacsony kémény által okozott környezeti kár. 1.244 Nemzetközi egyezmények A nemzetközi egyezmények célja mindig egy nagy területre kiterjedő légszennyezési folyamat korlátozása. E területen különböző

technológiai és gazdasági szinten levő országok lehetnek, amelyek igen eltérő terhet tudnak vállalni a felmerülő költségekből. Nem visz közelebb a célhoz, ha ilyenkor a gazdagabb, valószínűleg már eddig is kisebb fajlagos kibocsátású országok valósítanak meg további kibocsátás csökkentéseket. Ugyanakkor nem lehet a "szegényebb" országokat erejükön felül terhelni. A célszerű megoldás az lehet, ha az országok a gazdasági teherbírásukat is figyelembe véve vállalnak terheket, de a kibocsátásokat ott csökkentik közös - 13 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései erőfeszítéssel, ahol az az elérendő cél szempontjából a leggazdaságosabban végrehajtható. A jelenlegi gyakorlat szerinti azonos arányú csökkentésre vonatkozó megállapodás (lásd pl. a kéndioxid egyezmény) már csak azért sem reális, mert azonos csökkentést vár el az országoktól, függetlenül attól, hogy eddig mit tettek,

mekkora a fajlagos kibocsátásuk, milyen csökkentési tartalékaik vannak még. Az irreális célkitűzések - ugyanúgy mint az immisszió normáknál - nem a vállalások teljesítésére, hanem az "úgyis mindegy" hangulatban inkább közömbösségre ösztönöznek. 1.3 A levegőszennyezés matematikai modellezése A levegőtisztaság-védelmi döntésekben egyre növekvő szerepet kell kapnia a levegőminőség matematikai modellezésének. A matematikai modellezés célja és eredménye az egyes források, ill. forráscsoportok okozta légszennyezés meghatározása, előrejelzése. A modellezés fontos eszköz lehet egy olyan bírságokat, kártérítéseket is magába foglaló - pénzügyi mechanizmus kialakításához, amely helyes irányba tereli a levegőminőség javítása érdekében teendő intézkedéseket. Ezen a területen rendkívül komplex megítélés alapján lehet csak döntéseket hozni, figyelembe véve a gazdasági, egészségügyi, esztétikai

stb. szempontokat is. A döntéshozataloknál sokszor ellentétes érdekeket is figyelembe kell venni. Közös nevezőre kell hozni a természetes állapotok bármilyen költséggel való helyreállítását követelő álláspontot, a gazdasági prosperitáshoz szükséges magasszintű iparosítást kizárólagos szempontnak tekintő véleményekkel. Ebben a komplex folyamatban a rendelkezésre álló eszközök hatékony felhasználásához, a levegőtisztaság-védelmi munka helyes irányainak kijelöléséhez nyújt segítséget a levegőszennyezés modellezése. A gazdaságilag optimális levegőtisztaság-védelmi stratégia érdekében hozandó döntéseknél kétféle költséget kell figyelembe venni: a kibocsátáshoz és a szennyezőanyagok visszatartásához tartozó költségeket. Míg ez utóbbiak a leválasztási, elhelyezési stb. technológia beruházási és üzemeltetési költségeként viszonylag pontosan meghatározhatók, addig a kibocsátáshoz tartozó

költségek amelyek tartalmazzák a szennyezés okozta anyagi, egészségügyi, ökológiai, esztétikai stb. károkat, ill a károk mérséklésére teendő intézkedések költségeit - becslése több bizonytalansággal terhelt. A döntések célja a társadalmi szintű összköltségek minimalizálása kell legyen. A kibocsátáshoz tartozó költségek bizonytalanságai miatt igen gyakran az elmondott optimális stratégiához képest egyszerűsített - a forrás és terjedési modell segítségével meghatározott immisszió mezőt figyelembe vevő értékelést alkalmaznak. A levegőtisztaság-védelmi döntéseknek e két lehetőséget tartalmazó rendszerstruktúráját - részben Batelle (1979) alapján - az 1.2 ábra mutatja be Az ábrában szaggatott vonallal határolt rész a levegőszennyezés matematikai modellezése. A rendszer struktúra főbb részmodelljeit a következőkben röviden áttekintjük. 1.11 Forrás modell A termelési folyamat és a szennyezőanyag

kibocsátás mennyiségi viszonyai közötti kapcsolatot írja le. Célszerűen fajlagos kibocsátási tényezők (kibocsátási ráták) segítségével kezelhető, amelyek megadják az egységnyi termeléshez tartozó szennyezőanyagonkénti kibocsátásokat. Nem energetikai ipari létesítményeknél a - 14 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései termelést általában a termékmennyiséggel jellemzik, így a kibocsátási ráták a termékegységre (pl. 1 t acél, 1 t cement stb) eső kibocsátást adják meg A döntéshozók által nem befolyásolható tényezôk: meteorológiai viszonyok társadalmi és gazdasági környezet Döntési alternatívák Egyszerûsített értékelés, immisszió normák alapján immisszió eloszlás berendezés fajták egészségügyi üzemanyag választék immisz- hatás dózis károsodásihatáforrás kibo- terjedési modell modell csátás modell szió modell sok légszennyezés matematikai modellezése

üzemeltetési viszonyok modell az energiatermelés és kibocsátás-csökkentés költségeinek meghatározására telepítési helyek technológiai szakértôi információk hatások Érték-modell anyagi károk költségek ökológiai hatások esztétikai hatások környezeti károk társadalmi megítélése energiaterme- diszkontálás Összes társadalm teher lés költsége döntéshozatal lehetôségek 1.2 ábra A légszennyezés matematikai modellezésének helye a levegőtisztáság-védelmi döntések rendszerstruktúrájában Ez a megadásmód az energetikai létesítményeknél is alkalmazható (pl. 1 kWh villamosenergiára, 1 GJ kiadott hőre vonatkoztatva), célszerűbb azonban - és egységes kezelést tesz lehetővé - a felhasznált energiahordozó hőtartalom egységére vonatkoztatott fajlagos kibocsátás használata, mivel a tüzelésből származó hőt hasznosító gáz- vagy gőzkörfolyamat illetve hőszolgáltatás hatásfoka a kibocsátást

már nem, de a hasznos termékmennyiséget (szolgáltatott energiát) jelentősen befolyásolja. A kibocsátás a szennyezőanyag keletkezési és leválasztási folyamatok eredménye, így Qtü tüzelőanyag felhasználás esetén az i-edik fajta szennyezőanyag kibocsátása: Q i = (1 − ε i)⋅ fi⋅ Q tü , (1.1) az egységnyi tüzelőhő felszabadításakor keletkező i-edik fajta ahol fi szennyezőanyag mennyisége, εi pedig az erre az anyagra vonatkozó leválasztási fok (leválasztóban vagy a természetes folyamatok visszatartó hatása következtében). Az és értékek szennyezőanyagonként, tüzelőanyagonként és általában fi εi tüzelőberendezésenként eltérőek lehetnek, értékük üzemviteli jellemzőktől is függhet. A forrásmodell kérdéseivel a 2.-4 fejezet foglalkozik részletesebben 1.32 Terjedési modell A szennyezőanyagok légköri terjedése formálisan egy olyan T transzmissziós "függvénnyel" írható fel, amelynek sok bemenő

paramétere van - közte néhány nem is igen számszerűsíthető -, kimenete pedig egy négyváltozós eloszlás (három térkoordináta és az idő). A transzmissziós "függvény" az egységnyi emisszió hatására kialakuló immissziómező. Segítségével az eredő immisszió eloszlás az i-edik szennyezőanyagra formálisan a következő módon írható fel: ! qi (r , t ) = ∑ Qi , j ⋅ T j + qa , (1.2) j - 15 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései ahol j a szennyezőforrás futóindexe, qa pedig a nagyobb léptékű légszennyezési folyamatokból származó alapterhelés. A transzmissziót befolyásoló főbb tényezők a következő négy csoportba sorolhatók: • a forrás jellemzői: hőkibocsátás, kémény méretei, gázsebesség, • a szennyezőanyag jellemzői: ülepedési, átalakulási tulajdonságok, • a meteorológiai jellemzők: szélirány, szélsebesség, légköri stabilitás, csapadék és ezek időbeli eloszlása,

gyakoriság függvényei, • a környezet jellemzői: beépítettség, domborzat, növényzet viszonyai. E rendkívül összetett, sok tényezőtől befolyásolt folyamat nem vizsgálható egy lépésben a maga teljességében. Emiatt a vizsgálati módszerek általában a következő főbb egyszerűsítésekkel élnek: • a domborzati, beépítettségi viszonyokat és azok hatását - a tulajdonságok és hatásaik nehezen megfogható jellemzői miatt - az általánosan használatos modellek nem, vagy csak nagyon nagyvonalú, közelítő módon veszik figyelembe, az alapmodellek átlagosan tagolt, földrajzi értelemben sík terület fölötti terjedésre vonatkoznak, • elkülönítve vizsgálják a kibocsátott füstgázok kéményszáj fölötti továbbemelkedési folyamatát (a járulékos kéménymagasságot) és a vízszintes tengelyű (nem emelkedő) füstzászló terjedési-hígulási folyamatait, • a leggyakrabban alkalmazott modellek általában csak rögzített

adatsorral jellemezhető, stacioner esetre vonatkozó térbeli elosztást adnak, az időbeli folyamatokat nem vizsgálják, így e vonatkozásban a modellek kiegészítésre szorulnak. A terjedési modellel és a szükséges kiegészítésekkel az 5. fejezet foglalkozik 1.33 Egyszerűsített értékelés A teljeskörű költség-haszon elemzésen alapuló döntési struktúra a hatás, a károsodási és az érték modell kevéssé kidolgozott volta miatt a gyakorlatban általában leegyszerűsödik. Ennek során a matematikai modellezésnek első két részmodelljét alkalmazva, az eredményül kapott immisszióknak "normaértékekkel" való összehasonlítása alapján hoznak döntéseket. Az ilyen típusú értékelésnek azonban nincs még kialakult, általánosan elfogadott metodikája. Egy lehetséges értékelési módot a 6. fejezet tartalmaz A döntési mechanizmus további egyszerűsítése, vagyis csak a forrás modell alkalmazásával meghatározható

kibocsátások alapján történő értékelés ("emissziónorma" kizárólagos alkalmazása) esetenként lehet indokolt, jelentős kibocsátású energetikai létesítményeknél azonban megengedhetetlen. 1.34 Hatás és károsodási modell E két modell az előzőeknél lényegesen kevésbé kialakult, kidolgozott. Sok esetben a szétválasztásuk sem egyértelmű, hiszen az élő vagy élettelen objektumokra ható dózisok (ez a két modell csatlakozási pontja) meghatározási módja a károsodási folyamat függvénye. Így pl olyan szennyezőanyag esetében, amely csak kumulált hatásával okoz kárt, pillanat értékével nem (ilyennek tartják a radioaktív sugárzást, jó - 16 - 1. A levegőtisztaság-védelem általános kérdései közelítéssel ilyen a korróziós károk egy része) és az egyidejű behatásoknak nincs szinergizmusa, a hatás modell kimenő jellemzője a szokásos lineáris dózis: D = ∫ q(t ) dt . (1.3) Amennyiben a behatásnak

kitett objektumok károsodási reakciója nem ilyen egyszerű, a dózis meghatározás is bonyolultabbá válik, mert a károsodási modell komplex bemenő adatokat kíván. Általánosságban a károsodást meghatározó dózis az egyidejű koncentrációk valamilyen időfüggvényének integráljaként írható fel: ( ) D = ∫ f q1(t ), q2 (t ),. qn (t ) dt (1.4) A hatás modell figyelembe veheti a koncentráció térbeli eloszlását is, és így az idő szerinti integrálás mellett térbeli integrálást is tartalmazhat. Lehetséges még a károsodásnak kitett objektumok sűrűségfüggvényével való szorzása is. Így származtatható pl. a lakossági összes dózis is a lakósűrűség segítségével A két modell lényeges különbsége, hogy a hatás modell eredménye mindig valamilyen fizikai mértékegységgel és mérőszámmal jellemezhető mennyiség, míg ez a károsodási modellre már nem mindig áll. A károsodási modell eredménye sok esetben már nem

adható meg egyértelmű mennyiségi jellemzőkkel, leírása pl. ilyen is lehet: "a hatásnak kitett egyedek 50 %-ának 30 napon belüli elhalálozása", vagy "a bronchitis gyakoriságának 20 %-os növekedése, az asztmás esetek súlyosbodása, esetenként szemgyulladás", vagy "a levelek széleinek barnulása, a látástávolság nagymértékű csökkenése". A felsorolt bizonytalanságok ellenére e modellekre a 6. fejezetben még visszatérünk. 1.35 Érték modell A döntési folyamat kritikus eleme az érték modell, amelynek elve roppant egyszerű: a társadalmi szintű összköltség minimumára kell törekedni. Gyakorlati alkalmazását nehezíti, sokszor lehetetlenné teszi, hogy pénzben kifejezhető költségeket kell összevetnie olyan hatásokkal (egészségügyi, ökológiai, esztétikai károk) amelyek pénzbeni értéke alig vagy egyáltalán nem határozható meg. A környezeti károk közül jól meghatározható többlet költséget

jelentenek az anyagi jellegű károsodások (pl. korrózió, vakolat tönkremenetel) Az élővilágot érő hatások közül aránylag jól értékelhető kárt jelent a haszonnövények terméscsökkenése, ugyanakkor egy csak eszmei értékkel bíró védett állat- vagy növényfaj kipusztulása pénzben nem fejezhető ki. Az egészségügyi károk pénzügyi megítélése is általában vita tárgyát képezi. Viszonylag megállapodott értéket csak az Egyesült Államok nukleáris iparában találunk, ahol 1 man-rem lakossági dózist 1000 $-nak értékelnek (dózist és nem hatást!). Az értékelésnek ezek a nehézségei széles teret nyújtanak a szubjektív preferenciáknak. E téren a döntéshozóknak a saját elképzeléseik mellett figyelembe kell venniük a társadalom általános értékítéletét is. A nehézségek ellenére a távlati cél csak egy objektív alapokon álló, jól működő érték modell kialakítása lehet. - 17 - 2. ENERGIAHORDOZÓ

FELHASZNÁLÁS Ahhoz, hogy az energetikai eredetű légköri szennyezőanyag kibocsátásokat értékelni tudjuk, először röviden át kell tekintenünk az energiahordozó felhasználást, annak tendenciáit. A továbbiakban elsősorban a villamosenergia- és hőtermelés hatásait vizsgáljuk, ezért az alapenergiahordozók felhasználásán belül külön figyelmet kell fordítanunk az erőművi felhasználás arányaira. A világ energiahordozó felhasználása a történelem előtti időktől kezdve folyamatosan nő. Az ásványi energiahordozók nagyobb léptékű elterjedése (16-18 század) és különösen az ipari forradalom óta felgyorsult a növekedés. A tüzelőanyagok gyors térnyerését a 2.1 ábra mutatja az utolsó 4000 ill 200 év energiahordozó szerkezetének átalakulásán keresztül (Vajda, 1981, Tomaschpolskij, 1968 és Quaas, 1975). 2.1 ábra Az energiahordozó-szerkezet alakulása különböző időléptékekben A múlt századtól kezdve a békés,

fejlődő időszakokban általában 4.6%/év volt a növekedés üteme, azaz a fogyasztás 12.18 évenként megkétszereződött Különösen elgondolkodtató az a tény, hogy a jelzett növekedési ütem egy évszázad alatt 50.300szoros növekedési arányt jelent A növekedést csak időlegesen lassította le vagy állította meg egy-egy olyan - a fejlett országok nagy részére kiható - történelmi - 18 - 2. Energiahordozó felhasználás esemény, mint pl. az első ill a második világháború vagy az l929/33-as gazdasági válság. Az egyre gyorsuló felhasználást jól mutatják az emberiség - emberi és állati izomerő nélkül számított - összes energiafogyasztásának kerekített adatai: 19. sz végéig (kumulált) 1901-1950 (50 év) 1951-1970 (20 év) 1971-1990 (20 év) összesen 11 000 EJ 2 400 EJ 2 600 EJ 6 000 EJ 22 000 EJ A század utolsó évtizedében (1991-2000) még további 3800-4000 EJ felhasználás várható, vagyis e században az emberiség

jóval több energiahordozót fog felhasználni, mint az azt megelőző teljes története során vagyis több ezer év alatt. Az eddigi felhasználás több mint negyede egy mindössze 20 éves (1971-1990) időszakra jut. A világ energiahordozó felhasználása EJ/év 400 350 nukleáris 300 vízenergia 250 növényi 200 földgáz 150 kõolaj 100 lignit szén 50 0 1971 % 1975 1979 1983 1987 1991 Az energiahordozó felhasználás megoszlá 100 90 80 nukleáris 70 vízenergia 60 növényi 50 földgáz 40 kõolaj 30 lignit 20 szén 10 0 1971 1975 1979 1983 1987 1991 2.2 ábra A világ energiahordozó felhasználása és annak szerkezete Jelenleg úgy tűnik, hogy az 1973-as és az 1979/80-as olajárrobbanás és az azokat követő gazdasági változások jelentik az első olyan esetet, amely hosszabb időn keresztül - talán végleg - lefékezte a növekedés e rendkívül gyors ütemét. A 22 ábra - 19 - 2. Energiahordozó felhasználás

mutatja, hogy 1973-tól még csak egy rövididejű megtorpanás következett be, de 1979 után a növekedési ütem csökkenése már tartós tendenciának látszik. A 20. század folyamán jelentős szerkezeti átalakulás következett be a hasznosítás helyén (ipar, háztartás, közlekedés, kereskedelem stb.) felhasznált energiahordozókban: egyre csökken a közvetlen primer energiahordozó felhasználás és nő az átalakított energiafajták (pl. villamosenergia, távhő, olajlepárlási termékek) részaránya. Ebből következően a villamosenergia- és távhőtermelés gyorsabban nő, mint a primerenergia felhasználás. Ezt illusztrálja a 23 ábra, amely különböző országok primerenergia és villamosenergia felhasználásának növekedési ütemét mutatja be az 1960-86. évekre MVMT (1989) alapján Látható, hogy a villamosenergia felhasználás növekedési üteme minden országban meghaladja a primerenergiáét, sőt sok esetben eléri annak a kétszeresét is.

Az ábrában különböző jelek jelölik az eltérő adottságú országcsoportokat. Ezek jellegzetességei: a villamosenergia felhasználás növekedési üteme %/év 1:2 14 1:1 × 12 × 10 + + Magyaro. + 8 × + + ++ 6 Dél-Európa + Európa többi országa * USA × Ázsia * 4 Kelet-Európa Észak-Európa + 2 0 0 2 4 6 8 10 12 %/év növekedési üteme a primer energia felhasználás 2.3 ábra A primerenergia és a villamosenergiafelhasználás növekedési üteme, 1960-1986 a kelet-európai országokban (európai volt KGST országok és Jugoszlávia) a villamosenergia felhasználás 1.52-szer olyan gyorsan nőtt, mint az alapenergiáé, - a viszonylag kevesebb fosszilis energiahordozót és több víz- ill. atomenergiát használó észak-európai országokban (Norvégia, Svédország, Finnország) a növekedési ütemek aránya általában közelebb állt az 1hez, - a kevésbé fejlett iparú déleurópai országokban (Portugália, Spanyolország,

Görögország) a vizsgált időszakban mindkét növekedési ütem magas, arányuk 1.2 és 15 között volt, - a többi - általában fejlett iparral rendelkező - európai országban a növekedési ütemek mérsékeltebbek, az arányuk többnyire 1.5 és 2 közötti, csupán Svájc, Olaszország és Hollandia, amelyekben az arány alig haladta meg az 1-et, - az Egyesült Államokban ebben az időszakban már mindkét növekedési ütem alacsony (Nagy-Britannia az egyetlen amelynek mindkét mutatója alacsonyabb), de a villamosenergia fogyasztás több mint kétszer olyan gyorsan nő, mint a primerenergia felhasználás, - az ábrában jelölt 3 ázsiai országra (Japán, Dél-Korea, Hong-Kong) az igen gyors növekedés a jellemző (különösen Dél-Korea adata kiugró), a növekedési ütemek aránya 1.214 Érdekes összehasonlítani a vizsgált időszakon belül az 1973 előtti és utáni energiaigény növekedéseket. A 24 ábra mutatja a növekedés lefékeződését, amely

különösen az energiahordozókban szegény Japán esetében feltűnően nagymértékű. - 20 - 2. Energiahordozó felhasználás Figyelemre méltó még, hogy az Egyesült Államokban 1973 és 1986 között a primer energiahordozó felhasználás nem nőtt, hanem 0.09%/év átlagos ütemben csökkent növekedési ütem %/év villamosenergia 12 primer energia Japán K-Európa Magyarország Európa 10 Japán K-Európa 8 Magyarország Európa 6 USA 4 USA 2 0 1960/73 1973/86 1960/73 1973/86 2.4 ábra Az energiaigény növekedési üteme 1973 előtt és után %/év 14 Összes energia fogyasztás 12 Villamosenergia fogyasztás 10 Atomerõmûvi villamosenergia termelés 8 6 4 2 0 világ átlag ÉszakAmerika NyugatEurópa KeletEurópa Közép-Kelet Távolés Kelet Dél-Ázsia 2.5 ábra Az energiaigény becsült évi növekedési üteme, 1988-2005 A jövőre vonatkozó becsléseket IAEA (1989) alapján a 2.5 ábra mutatja az 19882005 közötti időszakra Ebből

kitűnik, hogy a várakozások szerint az energiaigény növekedés továbbra is lassú lesz és a villamosenergia igény körülbelül kétszer olyan gyorsan fog nőni, mint az alapenergia igény. Az atomerőművek részaránya az OECD országokban valamelyest csökkenni, a többi országoknál nőni fog. - 21 - 2. Energiahordozó felhasználás A villamosenergia igények gyorsabb növekedését nem tudja kompenzálni az erőművek átlagos hatásfokának javulása, emiatt az alapenergiahordozók egyre nagyobb hányadát kell villamosenergia termelésre fordítani. Ez a tendencia a 26 ábrában látható. Az ábra szerint a feltüntetett két országban (Ausztria, NSZK) a 70-es évekre jellemző 30% körüli értékről az ezredfordulóra 40% fölé nő az erőművekben felhasznált energiahordozók részaránya (OECD, 1989). A tendencia általános érvényét mutatja, hogy hasonló ütemű a változás a IEA országok átlagában is (OECD, 1994). (Az IEA az OECD országok

többségét magába foglaló nemzetközi energia ügynökség). Magyarországon is - bár néhány százalékkal alacsonyabb értékek mellett - érvényesül ugyanez a tendencia. % 50 40 IEA Ausztria 30 NSZK Magyarország 20 1970 1980 1990 2000 2.6 ábra A villamosenergia-termelésre fordított energiahordozók részaránya A villamosenergia-termelési módok közül a hagyományos erőművi szilárd és gázalakú kémiai, az atomerőművi pedig radioaktív szennyezőanyagok légkörbe bocsátásával jár. A villamosenergia-termelés erőműtípus szerinti megoszlása a 27 ábrában látható az egész világ, az OECD országok, a kelet-európai országok és Magyarország esetére. Az ábrában a "megújuló" megnevezésű terület döntően a vízerőművek termelését jelenti, de ez foglalja magába az igen kismértékű geotermikus (az össztermelés kb. 03%-a) és az elhanyagolható mértékű, más megújuló energiahordozókon (nap, szél stb.) alapuló

villamosenergia-termelést is Látható, hogy ezek a légköri kibocsátással nem, vagy csak alig járó energiatermelési módok viszonylag alacsony részarányt képviselnek (a fejlett országokban 20%, KeletEurópában 15%, Magyarországon 1% körüli értékek) és csökkenő tendenciájúak. Ez a tendencia várhatóan a jövőben sem fog változni, mert - a vízerőmű-építés várhatóan lassulni fog, részben a környezetvédő mozgalmak hatására, részben, mert a nagy energiaigényű körzetekben a leggazdaságosabb vízenergia készletek már kiépítettek, - geotermikus erőmű építésére a világnak csupán igen kevés helyén van gazdaságos lehetőség (pl. a Csendes-óceán körzete, Izland, Olaszország), - 22 - 2. Energiahordozó felhasználás - a nap- és szélerőművek a közeljövőben - hacsak nem következik be valamilyen ma még előre nem látható technológiai áttörés, elsősorban az energiatárolás vonatkozásában - csak ott lehetnek

gazdaságosak, ahol más energiahordozó nem áll rendelkezésre. A feltételezések szerint ugyancsak kevesebb légköri szennyezőanyagot kibocsátó fúziós energiatermelés technikai megoldása ma még nem látszik, széleskörű elterjedése a közeli évtizedekben nem várható. Világ összesen OECD országok 100 100 megújuló megújuló 80 80 60 60 hõerõmûvek hõerõmûvek 40 40 20 20 atomerõmûvek 0 1971 1975 1979 1983 1987 1991 atomerõmûvek 0 1971 1975 Kelet-Európa 1979 1983 1987 1991 Magyarország 100 megújuló 100 megújuló 80 80 60 60 hõerõmûvek hõerõmûvek 40 40 20 20 atomerõmû 0 1971 atomerõmûvek 1975 1979 1983 1987 1991 0 1971 1975 1979 1983 1987 1991 2.7 ábra A villamosenergia-termelés megoszlása erőműtípusok szerint Az eddigiekből egyenesen következik, hogy a levegőszennyezés ill. annak csökkentése szempontjából már ma is, a továbbiakban pedig egyre inkább a villamosés hőenergia

termelés folyamatai, a hő- és atomerőművek műszaki megoldásai döntő szerepet játszanak. A levegőtisztaság-védelem és az energetika feladatai egyre jobban összefonódnak, csak együttes kezelésük eredményezhet az emberiség jövője szempontjából hosszútávon is elfogadható döntéseket. - 23 - 3. SZENNYEZŐANYAG KIBOCSÁTÁS TÜZELÉSEKBŐL 3.1 A szennyezőanyag keletkezés és kibocsátás meghatározása A tüzelésekben keletkező szennyezőanyag mennyiséget célszerű a felhasznált energiahordozó hőtartalom egységére vonatkoztatott fajlagos szennyezőanyag keletkezésből kiindulva meghatározni. A kibocsátás a szennyezőanyag keletkezési és leválasztási folyamatok eredménye, így Qtü tüzelőanyag felhasználás esetén az iedik fajta szennyezőanyag kibocsátása: Qi = (1 − ε i ) ⋅ fi ⋅ Qtü , (3.1) az egységnyi tüzelőhő felszabadításakor keletkező i-edik fajta ahol fi szennyezőanyag mennyisége, εi pedig az erre az

anyagra vonatkozó leválasztási fok (leválasztóban vagy a természetes folyamatok visszatartó hatása következtében). Az és értékek szennyezőanyagonként, tüzelőanyagonként és általában fi εi tüzelőberendezésenként eltérőek lehetnek, értékük üzemviteli jellemzőktől is függhet. A (3.1) alapösszefüggés az egy tüzelőanyag felhasználásából származó pillanatnyi kibocsátást adja meg. Előfordulnak ettől eltérő esetek is, ilyenkor a kibocsátási modell némileg bonyolultabb formákat veszi fel. Több tüzelőanyag egyidejű használata esetén a (3.1) összefüggés helyett általában Qi = (1 − ε i )∑ fi , j ⋅ Qtü, j (3.2) j alakú összefüggés használható, ahol j a tüzelőanyag fajta futóindexe. Meg kell jegyezni, hogy a képlet sok esetben csak közelítés, mivel együttes tüzelés esetén a keletkezési tényezők és a leválasztási fokok megváltozhatnak. A hosszabb időszakra vonatkozó átlagos kibocsátás a

pillanatnyi kibocsátások integrál-középértékeként számítható: T 1 Qi = ∫ Qi (t ) dt T 0 (3.3) Az alkalmazásnál azt is figyelembe kell venni, hogy a tüzelőanyag-felhasználás mellett - vagy éppen attól függően - a keletkezési tényező és a leválasztási fok is változhat időben. Néhány kivételes esetben (pl. nehézfém nyomelemek, radioaktív anyagok) célszerű lehet a tüzelőanyag tömegegységére vonatkoztatott keletkezési tényező ( fi*) használata. Ez esetben a kibocsátás a tüzelőanyag mtü tömegáramából számítható: Qi = (1 − ε i ) ⋅ fi * ⋅ mtü (3.4) Miután a tüzelési veszteség elhanyagolásával Qtü = mtü ⋅ Htü (3.5) a kétfajta keletkezési tényező között fennáll a fi * = fi ⋅ Htü (3.6) kapcsolat, ahol Htü a tüzelőanyag fűtőértéke. Azoknál a szennyezőanyagoknál, amelyek a tüzelőanyag valamely komponenséből keletkeznek, a fajlagos keletkezési tényező az alábbi általános formában

számítható: - 24 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből fi = c1 ⋅ c 2 ⋅ A , Htü (3.7) ahol A a kiinduló anyag tömegaránya a tüzelőben, c1 a szennyezőanyagba átmenő részaránya, c2 pedig az átalakulás során a keletkező szennyezőanyag és a kiinduló anyag tömegaránya. Néhány égésből keletkező anyagra a 31 táblázat adja meg a jellemző értékeket. A táblázatból látható, hogy az átalakulási arány az esetek többségében csak empirikus úton határozható meg. 3.1 táblázat Szennyezőanyagok keletkezésére jellemző értékek Szennyezőanyag Kiinduló anyag Átalakulási arány Tömegarány pernye hamutartalom 1 1 - illórész kéndioxid kéntartalom 1 - megkötődés SO3-dá alakulás 64/32 = 2 kéntrioxid kéntartalom empirikus 80/32 = 2.5 nitrogénmonoxid (tüzelőanyagból) nitrogéntartalom empirikus 30/14 = 2.143 nitrogéndioxid (tüzelőanyagból) nitrogéntartalom empirikus 46/14 = 3.286

széndioxid karbon-tartalom 1 - salakéghető CO-dá alakulás 44/12 = 3.667 szénmonoxid karbon-tartalom empirikus 28/12 = 2.333 vízgőz hidrogéntartalom ≈1 18/2 = 9 A legtöbb szennyezőanyag esetén a kibocsátás részben természetes leválasztódási folyamatok, részben leválasztó berendezések működése miatt kisebb a keletkező mennyiségnél. Mindkét folyamatot figyelembe véve a teljes mennyiségcsökkenést leíró eredő leválasztási fok ε i = 1 − (1 − ε i ,t ) ⋅ (1 − ε i ,b ) (3.9) formában számítható, ahol εi,t az i-edik szennyezőanyag természetes leválasztódási folyamatát, εi,b pedig a leválasztó berendezést jellemző leválasztási fok. 3.2 Szilárd szennyezőanyagok 3.21 Erőművek szilárd szennyezőanyag kibocsátása A fosszilis tüzelőanyagok elégetésével keletkező környezetszennyező anyagok közül a szilárd szennyezőanyagok kibocsátása került először a figyelem középpontjába. Az erőművek

által kibocsátott szilárd szennyezők, közülük is elsősorban a pernye által okozott környezetszennyezést csökkentették először, mert a szennyezés helyhez kötött, azonnal észrevehető és ésszerű szintre csökkenthető volt viszonylag olcsó és elérhető technológiákkal. Az elektrosztatikus pernyeleválasztókat először az 1920-as években alkalmazták széntüzelésű erőművekben. Az azóta egyre szigorodó előírások megkövetelték a szilárdanyag-emissziót csökkentő technológiák folyamatos fejlesztését. - 25 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Míg mára a hagyományos szénportüzelésű erőművek számára kifejlesztett porleválasztók elérték a technológiai érettségüket, addig az új modern erőművek (elsősorban az integrált szénelgázosítású és a nyomásalatti fluidágyas tüzeléssel működő kombinált ciklusú erőművek) új kihívásokat állítottak a fejlesztők elé. Ezek az új erőművek a

magasabb hatásfok eléréséhez olyan porleválasztó berendezések alkalmazását kívánnák meg, amelyek képesek a hagyományoshoz képest igen magas (>500°C) hőmérsékleten és nyomáson üzemelni. Hagyományosan a szállóhamu leválasztása volt a fő cél, az utóbbi időben azonban más, a környezetre nagyon veszélyes, de nehezebben észlelhető, mérhető szilárd szennyezőanyagok kibocsátásának a csökkentése került a figyelem középpontjába. Ebben a fejezetben megvizsgáljuk a szilárd szennyezőanyagok keletkezésének folyamatait, valamint természetes leválasztódásának és mesterséges leválasztásának lehetőségeit. 3.211 Légköri szilárdanyag szennyezés Szilárd részecskék egy sor kémiai és fizikai folyamat során keletkezhetnek és a légkörbe például tüzelés, ipari tevékenységek által vagy természetes úton kerülhetnek. Szén tüzeléséből származó szilárdanyag emisszió jelentős szennyezőanyag forrásnak számít

azokban az országokban, ahol a villamosenergia-termelés jelentős részben szénbázisú. Becslések szerint a természetes por-emisszió meghaladja az emberi tevékenységhez kapcsolható szilárd szennyezőanyag-kibocsátást világviszonylatban. Ennek ellenére az emberi porkibocsátás jelentős lehet lokálisan, mint például városok környékén. A széntüzelésből származó pernye leginkább lokálisan szennyezi a környezetet. A pernye a kéménymagasság 50-100-szoros sugarán belül kiülepedik. Ez egy 10 km-es sugarú kör esetén kb. 300 km2-t jelent Egy átlagos széntüzelésű 200 MW-os erőmű 5000 óra éves üzemelése során kb. 480 000 t por keletkezik leválasztás nélkül. Ha ez a por 300 km2 területre ülepedik ki, akkor ez 1600 t/km2év terhelést jelent a környezetre, ami nem engedhető meg. Az olajtüzelésből származó pernyének nagyobb távolságra kiterjedő hatása van, mert az átlag 1.5 µm nagyságú szemcsék nagy távolságra képesek

eljutni 1980-ban még a Magyar Villamos Művek Tröszt erőművei 220 000 t szilárd szennyezőanyagot jutattak a környezetbe. Ez a mennyiség a magyarországi teljes poremisszió 38%-a volt 1987-ben már a jelentős környezetvédelmi beruházásoknak köszönhetően ez az érték lecsökkent 100 000 t/év-re, ami a teljes porkibocsátás 22%át tette ki. A porkibocsátás 75%-al való csökkentése 50 millió Ft beruházást igényelt 1995-re a hazai erőművek pernyekibocsátása már 20 000 t/év alá csökkent. Mivel erőművek nagy mennyiségben termelnek szilárd szennyező anyagokat, a por leválasztása követelmény. A magas leválasztási fokú gáztisztító berendezések széles körben elterjedtek, ezért az egyes országok kibocsátási határértékei nagyon szigorúak és lényeges eltérés csak az új és már használatban levő berendezésekre vonatkozó határértékek között van. Sok országban az Európai Unió kibocsátási határértékeit tartják

irányadónak. Az Európai Unió ajánlása a nagy (>50 MW) tüzelőberendezések emisszióját 40%-al javasolja csökkenteni az 1980-as szinthez képest, miközben az új olaj- és széntüzelésű erőművekre 50 mg/m3 határértéket ír elő (IEA, 1988). Ezeket a legszigorúbb szilárd szennyezőanyag emisszió határértéket már elfogadták nagy tüzelőberendezésekre Ausztriában, Belgiumban, Dániában, Németországban, Svédországban és az Egyesült Államokban is. Néhány ország szilárd anyagok emissziójára vonatkozó kibocsátási határértékeit a 3.2 táblázat foglalja össze - 26 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Regionális vagy akár globális szennyezők közé tartoznak a nem ülepedő, molekuláris méretű anyagok, vegyületek. A toxikus nehézfémek és policiklikus aromás vegyületek az aeroszol mikrorészecskékhez kapcsolódnak, melyek nehezen ülepednek ki a légkörből, így több száz vagy akár ezer kilométerre is

eljuthatnak. Az ülepedés után felhalmozódhatnak az élővilág egyes résztvevőiben és a táplálékláncba bejutva károsítják a természetet, és végül az emberi szervezetet. A szubmikron részecskék és aeroszolok leválasztása nem megoldott és emissziójára nincsenek külön jogszabályokban meghatározott határértékek, ezért leválasztásuk lehetőségeivel a továbbiakban külön nem foglalkozunk. Erőművek szennyezőanyag-kibocsátásánál a szerves elégetlen vegyületek emissziója sem számottevő, ezért főként a nagy mennyiségben keletkező széntüzelésből származó pernye kibocsátásának csökkentését vizsgáljuk részletesebben. 3.2 táblázat Szilárd részecskék kibocsátási határértékei (Thambimuthu, 1993) új erőművek [mg/m3] meglévő erőművek [mg/m3] Ausztrália 65,,,210 - Ausztria 50,,,150 50,,,150 Csehszlovákia (1992) 100,,,250 100,,,250 Európai Unió 50,,,100 - Japán 50,,,300 50,,,300 190,,,3700

380,,,4995 ország Lengyelország Magyarország [16] 50,,,150 Németország 50,,,150 50,,,150 Spanyolország 50,,,100 200,,,750 USA 40,,,125 60,,,125 3.212 Szilárd szennyezőanyagok környezetre gyakorolt káros hatásai Fosszilis tüzelőanyagok eltüzelése során keletkező és a környezetbe kijutó szilárd szennyezőanyagok egy sor környezeti és az emberi egészséget közvetlenül érintő problémát okozhatnak. Mivel a legtöbb szilárd szemcse kiválása a levegőből gyorsabb mint a gázoké, a környezetkárosító hatás többnyire a kibocsátó forrás környezetében jelentkezik. Ezek alól csak az előző részben említett aeroszolok kivételek A levegőbe kerülő pernye nemcsak rontja a látási viszonyokat, de nagyobb területen való szétterjedése és kiülepedése révén a talajt és a felszíni vizeket is károsíthatja. A növényekre gyakorolt káros hatása a pornak elsősorban a növényi pórusok eltömődésével függ össze. Az

állatvilágban a kibocsátott por egyrészt a növényeken keresztül, másrészt közvetlen mérgező hatásával okoz károkat. Az épületekre, gépi berendezésekre kiülepedett hamu kémiai reakciók révén fejti ki káros hatását. Jónéhány emberi betegség is kapcsolatban van a magas légköri porkoncentrációval. Ezek többnyire légzőszervi megbetegedések, aminek okozói között a 10 µm-nél kisebb részecskék érdemelnek nagyobb figyelmet. Az igen kicsi 01 µm-nél kisebb szubmikron részecskék képesek a tüdő szöveteibe is behatolni. Ezt a veszélyt fokozza az is, hogy az atmoszférába kijutó, többnyire kis méretű pernyeszemcsék nyomelem-, nehézfém- és poliaromás szénhidrogén-tartalma - 27 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből aránytalanul magas a leválasztott pernyéhez viszonyítva. A tüdő szöveteibe bejutó szubmikron részecske nyomelem-tartalma gyorsan és könnyen jut a vérrendszerbe, ami tovább növeli a szilárd

szennyező emberi egészségkárosító potenciálját. Toxikus porok bejuthatnak a szervezetbe a légutakon kívül a bőrön és emésztő rendszeren át is. 3.213 Szilárd szennyezőanyagok keletkezése erőművi tüzelőberendezésekben Szén- és olajtüzelésű erőművi szennyezőanyagok keletkeznek: ♦ ♦ ♦ berendezésekben az alábbi szilárd fázisú szállóhamu és salak, elégetlen szerves vegyületek, szervetlen vegyületek aeroszoljai, szubmikron részecskék. Főleg szén-, de kisebb mértékben olajtüzelés esetén is, a tüzelőanyag hamutartalmából szilárd égéstermékek is kerülnek a füstgázba. Ezen termékek döntő hányada szállóhamu, más néven pernye hagyományos szénpor- és olajtüzelésű kazánokban. A hamutartalomból keletkező salakkal itt most nem foglalkozunk, mert az a kazán alján illetve a hőátadó felületekre rakódva gyűlik össze és nem kerül a füstgázba, így leválasztásáról nem kell külön gondoskodnunk. A

pernye tulajdonságait egy sor tényező befolyásolja, amelyek közül a legfontosabbak: ♦ ♦ ♦ ♦ a tüzelési technológia és az ehhez tartozó kiőrlési finomság, a szénben levő ásványi zárványok mérete, a szén minősége, hamutartalma, a hamu összetétele. A szén minősége a technológiával együtt határozza meg a keletkező pernye mennyiségét (lásd: 3.221 pont) Magyarországon általában nagyon magas, 2050% hamutartalmú szeneket tüzelnek. Ráadásul minél öregebb egy szén annál alacsonyabb a nedvességtartalma és így arányaiban, fűtőértékre számítva annál magasabb a fajlagos hamutartalom. A fajlagos keletkező szilárdanyag mennyiséget az alábbi módon lehet számítani: fh = 1000 ⋅ h H tü (3.10) ahol h a hamutartalom a szénben [kg/kg], H tü a szén fűtőértéke [MJ/kg] A fajlagos keletkező szilárdanyag mennyiség egy 20% hamutartalmú szén esetén: fh = 1000 ⋅ 0.2 kg / kg = 10 g / MJ , 20 MJ / kg nagyobb

hamutartalmú (40%), energetikai szén esetén: fh = 1000 ⋅ 0.4 kg / kg = 40 g / MJ 10 MJ / kg Előfordulnak azonban még ennél nagyobb fajlagos értékek is öregebb, de magas hamutartalmú szeneknél, mint amilyen a pécsi (fh>50 g/MJ). A kibocsátott pernye mennyisége azonban a természetes leválasztódás és a mesterséges leválasztás miatt ennél jóval alacsonyabb. - 28 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Az olajok hamutartalma nagyon alacsony, még lepárlási maradékokban is ritkán haladja meg a 0.203%-ot, ezért olajtüzelés esetén viszonylag ritkán használnak pernyeleválasztót. Mivel a tüzelőanyagra vonatkoztatott fajlagos kibocsátás általában 0.01005 g/MJ, az olajtüzelés szilárdanyag leválasztási lehetőségeit nem vizsgáljuk a későbbiek folyamán. Az őrlési finomság és a zárványok mérete a szénben a pernyeszemcsék méretét illetve méreteloszlását határozza meg, a hamu összetétele pedig a pernyeszemcsék

sűrűségét. A leválasztandó szemcsék mérete technológiától függően 11000 µm lehet, de jellemzően az 5.200 µm tartományba esik Olajtüzelésből származó pernye mérete igen kicsi, döntő többségük nem haladja meg az 1 µm-t és 5 µm-nél nagyobb méretű szemcse gyakorlatilag nem is keletkezik. Az ilyen nagyon kicsi részecskék leválasztása nagyon nehéz feladat. A pernye sűrűsége igen kicsi ömlesztett állapotban, ezért nagy térfogatú hombárok kellenek a tárolásához. Tömörítve, például zagytereken, viszont kevesebb helyet foglal el. A pernyét az alábbi sűrűségi adatokkal lehet jellemezni: ♦ ömlesztett sűrűség (1 m3 hombárba mennyi pernye fér) ~600-800 kg/m3, a pernye alakja nagyon változatos ezért sok levegő van a szemcsék között, ♦ rázott sűrűség, ♦ tömörített sűrűség ~1000-1500 kg/m3, ez azonban még mindig kisebb mint a pernyét alkotó ásványok sűrűsége, a pernyében levő gázzárványok miatt,

♦ kőzetsűrűség ~2500-3000 kg/m3. A valóságban azonban inkább tapasztalat alapján ~1000 kg/m3--ra becsüljük. A szemcsék mérete, alakja és sűrűsége a mesterséges leválasztásnál illetve a természetes leválasztódásnál döntő jelentőségű, mert a nagy és nehéz (nagy sűrűségű) részecskék könnyen leválasztódnak illetve leválaszthatóak. A hamu kémiai összetétele szintén nagyon fontos. A SiO2 erősen koptató hatású ezért részaránya fontos a kazánfelületek és a leválasztó berendezés eróziója szempontjából. A Ca, Mg és a kevésbé fontos Na, K aránya a kénmegkötésnél fontos Ezeknek a bázikus elemeknek a részarányát a bázicitási számmal is ki szokták fejezni. A fémvegyületek oxidok formájában vannak általában jelen (Al, Fe), amelyek közül inkább a toxikus nehézfémek érdemelnek figyelmet (Hg, Ti, As, Pb). A tüzelőanyag éghető tartalmából általában nem keletkezik számottevő szilárd szennyezőanyag

magas hatásfokú erőművi kazánokban, az ilyenfajta szennyezők főleg lakossági, vagy öreg elavult tüzelőberendezésekre jellemzőek. Azonban ha kis mennyiségben is, de keletkezhetnek az emberi egészségre különösen veszélyes (rákkeltő anyagok: korom, policiklikus aromás szénhidrogének), tökéletlen égésből származó szennyezők erőművi berendezésekben is, például a kazánok indulásakor. A szén hamutartalmában levő illékony szervetlen vegyületek – akár a szén hamutartalmának 1%-a is (Beér, 1993) –, elsősorban fémoxidok (Na, As, Sb, Fe, és Si oxidok), a tűztéri magas hőmérsékleten elgőzölögnek és csak a kazán hidegebb részein kondenzálódnak le. Ha a kazánfelületre kondenzálódnak le, akkor leválasztásuk már megoldódott (bár újabb problémát, a kazán hőátadó felületének elpiszkolódását okozva), ha pedig a szállópernye felületére rakódnak le, akkor leválasztásuk a pernyével együtt részben megoldható.

Egy részük azonban a füstgázban lebegő állapotban marad és nagyon finom por, úgynevezett aeroszol, formájában kerül ki a környezetbe (0.05 µm) - 29 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Ezt a problémát felnagyítja az is, hogy egyre több kísérletet végeznek hulladékanyagok és szén együttes tüzelésével erőművi fluidágyas kazánokban. Itt a hulladékok fajtájától és összetételétől függően többféle és a széntüzeléshez képest nagyobb mennyiségű szervetlen vegyület kerül aeroszol formájába a füstgázba. Különösen veszélyesek a kommunális (akkumulátort, gumiabroncsot tartalmazó) hulladékból nagy mennyiségben keletkező és az egészséget kis mennyiségben is károsító nehézfém aeroszolok (I. osztályú nehézfémek: Cd, Hg, Ti; II osztályú nehézfémek: As, Co, Ni, Se, Te; III. osztályú nehézfémek: Sb, Pb, Cr, Fe, Cu (Katona, 1994)) Az utóbbi időben egyre nagyobb figyelmet szentelnek ezeknek a

parányi szubmikron szilárd részecskéknek, amelyeket a jelenleg használatban lévő leválasztó berendezések a füstgázból nem képesek kiszűrni. Ezen apró részecskéknek a veszélyességét az okozza, hogy az ember tüdejébe jutva ott könnyen megkötődnek. Ezen felül a szervetlen vegyületek gőzei számára nagy kondenzációs felületet biztosítanak (a képződő nagyfinomságú pernye, szubmikron részecskék és az aeroszolok felülete adja a pernye teljes felületének több mint 99%-át (Beér, 1993)), így gyűjtőivé válhatnak más erősen toxikus vegyületeknek. A szén tüzelésekor keletkező szilárd mechanizmusát a 3.1 ábra szemlélteti szennyezőanyagok képződésének 3.1 ábra Szilárd égéstermékek képződése szén tüzelése esetén (Beér, 1993) 3.22 Erőművi pernyekibocsátás csökkentése A nemzetközi trendekhez hasonlóan Magyarországon is drasztikusan csökkent pernyekibocsátás az elmúlt 20 évben, az erőművi

pernyeleválasztók alkalmazásának következtében. Jelenleg Magyarország is igyekszik emissziós határértékeit az Európai Unió ajánlása szerint megállapítani. A szilárd szennyezők emissziós határértékei (csakúgy mint a kéndioxid és nitrogén-oxid emisszió határértékei) az erőmű teljesítményétől és a használt tüzelőanyagtól függően lesznek meghatározva. Szén és lignittüzelésű tüzelőberendezésekre a szilárd szennyezőanyag kibocsátás határértéke 50-100 MW th berendezés teljesítménynél 100 mg/m3, 100 MW th-nál nagyobb teljesítmény esetén 50 mg/m3 lesz Magyarországon. Olajtüzelésű kazánok esetében a határérték 50 mg/m3 lesz egységesen. Az új jogszabályok érvényesek lesznek minden - 30 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből újonnan épülő erőműre, de a már létező erőműveknek is meg kell felelni a határértékeknek 2004 január 1-től (Smith, 1997)1. Az eddigi erőművi pernyekibocsátás

csökkenést több tényező eredményezte Magyarországon. Az erőművekben magas leválasztási fokú pernyeleválasztók felszerelése járult hozzá legnagyobb mértékben a csökkenéshez. A fosszilis energiahordozók részarányának csökkenése az energiatermelésben és az alacsonyabb hazai villamosenergia-fogyasztás szintén segítette a pernyekibocsátás csökkentését az elmúlt években. A kibocsátás csökkentést gátolta viszont az a tény, hogy az erőművekben felhasznált szenek hamutartalma növekedett az utóbbi időben. A pernyekibocsátás jelentős csökkentését egyrészt a szállóhamu természetes leválasztódásának elősegítésével, másrészt füstgázból való leválasztással, különböző leválasztó berendezések alkalmazásával lehetett elérni. Magas természetes leválasztódás megfelelő tüzelőberendezés kiválasztásával valósítható meg, meglévő berendezésnél viszont csak kisebb leválasztódás növekedés érhető el az

üzemelési paraméterek változtatásával. A füstgázban maradó pernye eltávolítására a pernye paramétereinek, szemcseeloszlásának, összetételének és így a tüzelőberendezés valamint a tüzelőanyag típusának megfelelő leválasztó berendezést kell választani. A leválasztó berendezésekkel a pernyének akár 99.9%-a is leválasztható gazdaságosan 3.221 Pernyekibocsátás csökkentése természetes leválasztódással Mivel a füstgázba kerülő pernye mennyiségét legfőképpen a tüzelőberendezés fajtája és a rá jellemző üzemelési paraméterek befolyásolják, az alábbiakban a különböző tüzelőberendezésekben elérhető természetes leválasztódást vizsgáljuk. A legjobb természetes leválasztódás rostélytüzeléssel érhető el, mert itt darabosabb szén használható csak és a kisszemcséjű, porszerű frakció aránya, melyet a gázáram magával képes ragadni, kicsi. Rostélytüzelésnél a természetes leválasztódás magas:

ε t = 0 .8 08 5 Az így leválasztódott és rétegben maradt hamut a rostélyról különböző kaparó, salaklehordó eljárásokkal távolítják el. Vándorrostély esetén maga a rostély gondoskodik a hamu kihordásáról. A rostélytüzelésnek azonban komoly teljesítménybeli és szénminőségbeli korlátai vannak. Ezek a berendezések viszonylag kis teljesítményűek és csak kis hamutartalmú szeneket lehet jó hatásfokkal eltüzelni velük. A rosszabb minőségű szeneket nem lehet rostélyon eltüzelni, mert a nagyobb szemcsék esetén a tűz kialudna, illetve a kiégéséhez túl hosszú tartózkodási idő kellene. A szénréteg bolygatásával lehet javítani az égés hatásfokán, mert ezáltal az oxigén könnyebben jut el az éghető részekhez. (ezeknek a szeneknek nagyon magas a hamutartalma, és ezen a vastag hamurétegen kellene az oxigénnek átdiffundálnia, hogy az éghető részhez jusson. Minél vastagabb a hamuréteg, annál lassabb a diffúzió és

annál kisebb az éghető részhez bediffundáló oxigénáram. Így ha túl vastag a hamuréteg, a diffúzió sebessége lassabb lehet az adott hőmérsékleten lehetséges égési reakció sebességénél, vagyis a diffúzió által szállított oxigénmennyiség kevesebb lesz, mint ami képes lenne elreagálni. Ez azt jelenti, hogy az égést nem a reakció sebessége korlátozza, hanem a diffúzió sebessége, vagy más szóval a hamuréteg vastagsága. Ha a diffúzió olyan mértékig csökkenti le az égés sebességét, hogy nem termelődik elég hő a hőmérséklet fenntartásához, a tűz kialszik.) A rostélytüzelés teljesítménybeli korlátját a tüzelőberendezés tűzterének keresztmetszete, vagyis a rostély mérete, korlátozza. Adott keresztmetszet esetén 1 Az idézett előírások még nem léptek hatályba. Többszöri módosítás után a moratórium legújabb határideje 2005 január 1. - 31 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből viszont, a

teljesítménynövelést úgy lehetne megoldani, ha a szénréteg vastagságát és az ehhez szükséges égési levegő mennyiségét megnöveljük. A nagyobb levegőmennyiség adott keresztmetszetben a gázsebesség növekedését fogja okozni, ami pedig a rostélyon levő szénréteget megemeli és annak instabilitását okozza. Ráadásul finomabb kiőrlésre lenne szükség egyrészt a rosszabb minőségű szenek jó hatásfokú égetéséhez, másrészt azonos minőségű szeneknél a kiőrlés finomságának növelésével a teljesítmény is növelhető (az égési sebességet az oxigén diffúziója kevésbé korlátozza). A finomabb őrlemény esetén viszont a gázáram még könnyebben képes a rostélyon levő szénszemcséket felemelni. Ráadásul a finom őrlésű szén áthullhatna a rostélyon induláskor és leálláskor. Ha a gázsebesség elég nagy, vagy a szemcseméret elég kicsi, akkor az egész szénmennyiség lebegtetett állapotba kerül. A szénpor

lebegtetés közbeni égésének elvét fluidizációs tüzelésnek hívjuk. Fluidizációs tüzelésnél a szén az úgynevezett fluidágyban ég ki, hamuja pedig az ágy alkotórészévé válik. Nyugvó (buborékos) fluidágy esetén a szén hamujának csak igen kis hányada (a legfinomabb frakciók) hagyja el a tűzteret a gázárammal így a természetes leválasztódás rostélytüzeléshez hasonlóan magas: ε t = 0.8 5 0 9 Cirkulációs fluidágy esetén viszont a hamutartalom teljes mennyisége a szénnel együtt kihordásra kerül a tűztérből és mesterséges leválasztása, majd recirkuláltatása feltétlenül szükséges. Mindkét típusnál a kazán alján elhelyezett leürítő-vezetéken keresztül folyatják ki a felesleges hamumennyiséget. átlagos részecske útvonala szénbefúvás leválasztandó pernye nehéz részecskék kiválása 2. huzam beli pernye tûztérsalak 3.2 ábra Pernye és salakképződés szénportüzelésű kazánban Ha a szenet még

finomabbá őrlik, akkor annak bejuttatása a tűztérbe az égési levegővel, mint szállítóközeggel együtt is lehetséges szénportüzelésű kazánokban. Az így eltüzelt szén hamuja azonban már közvetlenül bekerül a gázáramba és csak a nagyobb szemcsék tudnak kiválni onnan, míg a finomabbak a gázzal együtt távoznak. Azok a nagy és nehéz szemcsék, amelyeknek az ülepedési sebessége nagyobb, mint a gáz áramlási sebessége, a tűztérben lefelé mozognak és a kazán alján lerakódnak (3.2 ábra) Ha az ilyen lehulló részecskék részaránya nagy, kiegészítő rostélytüzelés, úgynevezett utóégető rostély alkalmazása lehetséges. Egyébként a lehulló részecskékből keletkezik a tűztérsalak, amely gyakran jelentős éghető tartalommal rendelkezik. Éppen ezért az a cél, hogy még jobb őrléssel a gázból a tűztérben kiváló részecskék aránya minél kisebb legyen. A kazán első huzama aljára lehulló tűztérsalakot salakkaparó

láncok segítségével távolítják el a tűztérből. Azok a nagyobb méretű szemcsék amelyek a füstgázzal távozni tudnak, a füstgázjárat alsó kanyarjában a centrifugális és a nehézségi erő hatására a füstgázból - 32 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből kiválnak. Ez a második huzambeli pernye körülbelül a hamutartalom 10%-a A többi részecske viszont a kazánból kilépve a különböző pernyeleválasztó berendezésekbe jut. E természetes leválasztódás szénportüzelés esetén ε t = 0 1 5 0 2 A kazánteljesítmények növelésével a tűzterek hőterhelése egyre nagyobb lett és így gyakran problémát jelentett a tűztérhőmérséklet korlátok között tartása. A magasabb hőmérsékleten a szén hamutartalma elérhette a ragadóssági pontját és így a hőátadó felületek elsalakosodását okozta. Fejlesztőkben felmerült annak a lehetősége, hogy ezt a fajta salakkiválást direkt elősegítsék anélkül, hogy az

a hőátadó felületek elpiszkolódását okozná. prim erlevegõ,szén ésadalékanyag levegõ hûtésû kerám iaburkolat kazánba lépõ gáz szekunder levegõ olaj/gáz levegõ tercierlevegõ salakleeresztõ csonk folyékony salak 3.3 ábra Salakolvasztó tüzelés ciklonégőjének lehetséges kialakítása (McIlvaine Co, 1993) A salakolvasztó ciklontüzelés megjelenésével a szén hamutartalmát közvetlenül a tüzelés közben el lehet távolítani. A tűztér oldalán olyan ciklonszerű kamrákat helyeznek el, aminek a feladata a szén és levegő összekeverése és a keverék begyújtása (3.3 ábra) A ciklon-égőtér nincs ellátva hőátadó felülettel (csak a szigetelés hűtése von el némi hőt) és ebből kifolyólag az adiabatikushoz hasonlóan magas égési hőmérséklet alakul ki. Az égőtérben a szén és levegő mellé még adalékanyagokat (mészkőpor) is adagolnak általában a kén megkötésére, amely egyben a salak folyáspontjának

csökkentésére is szolgál. Ezen a magas hőmérsékleten a szén hamutartalma megolvad és a ciklon perdítő hatása következtében a falon kiválik és a kamra aljára lefolyik. Az összegyűlt olvadt salakot a kamra aljáról eltávolítják és különböző módon feldolgozva vagy formákba öntve eladható mellékterméket, pl. salakgyapotot, műkövet állítanak elő belőle A füstgáz a salakolvasztó ciklonból való kilépés után, egy hagyományos kazánba lép, ahol a hőátadó felületeken adja le hőjét. Az ilyen tüzelés legfőbb hátránya, hogy magas fűtőértékű szenet igényel, valamint kényes a szénben levő hamu minőségének és mennyiségének a változására. Mivel magyarországi szenek fűtőértéke viszonylag alacsony és hamutartalmára nagyobb ingadozás jellemző, ezt a kazántípust nem - 33 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből alkalmazzák. A salakolvasztó tüzelés igen magas hamuleválasztási fokkal rendelkezik: ε

t = 0 .9 Sem rostély-, de még a legjobb salakolvasztó tüzeléssel sem lehet olyan természetes leválasztást elérni, ami ne követelné meg pernyeleválasztó működtetését széntüzelés esetén. Olajtüzelésnél viszont megengedhető a pernyeleválasztó nélküli üzemelés, mert a hamutartalom csak 0.205% és itt is lerakódik a hamutartalom egy része a hőátadó felületekre (Hü=40 MJ/kg esetén a szilárdanyag-kibocsátás - f - 200400-szor kisebb, mint széntüzelésnél). Ennek ellenére ma már egyre több helyen alkalmaznak pernyeleválasztót olajtüzelésű erőművekben is. 3.222 Pernye kibocsátásának csökkentése mesterséges leválasztással Azt, hogy milyen technológiát alkalmazunk a füstgázban levő szilárd részecskék leválasztására, elsősorban a szemcseméret, illetve annak eloszlása szabja meg. Tudnunk kell, hogy a különböző porok finomabb vagy durvább szemcsékből állnak e, illetve hogy milyen egyenletesen fordulnak elő bennük

finomabb és durvább szemcsék akár azonos középméret mellett. Fontos még ezen kívül a szemcsék összetétele, fizikai és esetleg kémiai tulajdonságai (sűrűség, alak, kohezivitás stb.) Akkor lesz hatékony a leválasztó berendezésünk, ha minél nagyobb mennyiségű szemcsét választ le. Minthogy azt nem lehet elérni, hogy a leválasztó berendezés minden méretű szemcsét egyforma hatékonysággal válasszon le, ezért azoknak a frakcióknak a leválasztására kell terveznünk, amelyek leggyakrabban fordulnak elő a pernyében. A szemcseméret eloszlása is erőteljesen befolyásolja a leválasztás hatékonyságát, hiszen minél nagyobb a szórás, annál nagyobb az olyan szemcsék részaránya, amelyek eltérnek attól, amire a berendezést tervezték. A berendezéseket gyártó cégek is csak frakcióleválasztási fokot tudnak garantálni (egy-egy adott szemcse-mérettartományban hány százaléknyit képes leválasztani a berendezés), de az összes

leválasztási fokot nem (1 kg bemenő porból hány kg port tud leválasztani), mert az függ az egyes frakciók arányától (az eloszlástól). Ezért a pernyeleválasztó kiválasztásánál elsősorban a szemcseeloszlást kell meghatározni. Ezt legegyszerűbben szabványos lyukméretű sziták sorozatával lehet megtenni. Az eloszlás meghatározásához először a szitamaradék görbét veszik fel úgy, hogy megmérik egy-egy adott lyukméretű szitán fennmaradt frakció mennyiségét. Azután összeadják ezt a mennyiséget a nagyobb lyukméretű szitákon fennmaradt szemcsékkel és az összeget ábrázolják diagramban (3.4/a ábra) Azért, hogy a folytonos eloszlást minél jobban megközelítő diagramot kapjunk, minél több szitaméretet kell használni. Ezután a szitamaradék görbéből a szemcseméret gyakoriságot is fel tudjuk rajzolni a görbe deriválásával. A 34/b ábrán látszik, hogy a szemcseméret nem normális eloszlású, mert erős aszimmetriát

mutat. A középérték és a szórás megállapításához a kapott gyakorisági görbét transzformálnunk kell normalizálással és logaritmálással (3.4/c ábra) A görbe aszimmetriája abból fakad, hogy míg a szemcsék tüzelés közben tetszőleges mértékben aprózódhatnak, addig a legnagyobb frakciók méretét meghatározza a gázsebesség, mert a legnehezebb részecskék kiválnak a gázból még a leválasztó előtt. Ha a vízszintes tengelyre a szemcseátmérő logaritmusát vesszük fel, akkor már egy Gauss görbét kapunk és a számunkra fontos középértéket és szórást le tudjuk olvasni az ábráról. Az így kapott lognormális görbét az alábbi egyenlet írja le, amiből már tetszőleges frakció gyakoriságát számolni tudjuk: - 34 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből v (d ) = 1 2π ⋅ σ    lnd −lnd  − 2σ 2 ⋅e 2 (3.11) ahol σ a szórás, lnd a szemcseátmérők logaritmusának középértéke. 3.4

ábra Szemcseméret-gyakoriság meghatározása Az így meghatározott frakciógyakorisághoz azonban egy sor mérési eredményre van szükség, ezért szerencsésebb lenne olyan skálát felvenni, ahol a mérési eredmények egyenesre illeszkednek. Egy ilyen diagrammot már két mérési eredményből is fel lehetne venni. Ha a szitamaradék görbe vízszintes tengelyén a szemcseméret logaritmusát ábrázoljuk, akkor ilyen úgynevezett Gauss diagramot kapunk. A Gauss diagramm használata egyszerű, mert nem kell bonyolult számítást végezni a frakciók gyakoriságának meghatározásához. A 3.5 ábrán a leválasztóba belépő por szemcseeloszlását ábrázoló meredekebb be1. jelű görbe egyenletesebb szemcse-eloszlást mutat (kisebb szórás), a be2-vel jelzettel megegyező középméret mellett. A két párhuzamos egyenes hasonló eloszlású porokat ábrázol, de az alsó görbén ábrázolt por finomabb. A leválasztókból kilépő porok egyenesei (ki3) a belépőhöz

(be3) képest mindig balra tolódnak, de gyakran meredekebbek is, mert ahogy a 3.6 ábrán látszik a nagyobb frakciókat nagyobb hatásfokkal választják le a berendezések. Az egyes leválasztók között is van különbség, mert egy elektrosztatikus pernyeleválasztó képes leválasztani a kisebb szemcséket is, míg egy ciklonnak a nagyobb szemcséknél jobb a frakcióleválasztási foka. - 35 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből 3.5 ábra Finomabb és durvább szemcsézetű porok eloszlásfüggvényei leválasztás előtt és után p(d) Leválasztóba belépő por eloszlása Leválasztóból kilépő por eloszlása d [mm] . 3.6 ábra Porok szemcseeloszlása leválasztás előtt és után A leválasztó berendezésen továbbjutó pernye mennyiségét számolni tudnánk, ha ismernénk a berendezés összes leválasztási fokát. " ki = (1 − ε ö ) ⋅ m " be m (3.12) A berendezés összes leválasztási fokát azonban a szemcse-eloszlás

befolyásolja, így ismernünk kell az egyes frakciók mennyiségét és a hozzá tartozó frakcióleválasztási fokokat. Frakcióleválasztási fokok és belépő frakciók mennyiségének ismeretében az alábbi módon lehet számítani a kilépő pernyemennyiséget. A kilépő mennyiség egy frakcióra: ( ) " ki (d ) = 1 − ε f (d ) ⋅ m " be (d ) m (3.13) Az összes továbbmenő szemcse tehát: m " ki = Σ m " ki (d ) = j Σ(1− ε (d j )) ⋅ m" (d ) f be j (3.14) Végül az eloszlásfüggvények ismeretében a továbbjutó mennyiség arányát számolhatjuk a következőképpen is: - 36 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből ∞ " ⋅ p d dd ∫ 1 − ε f (d ) ⋅ m be ( ) 1− εö = 0 " be m ( ) (3.15) 3.23 Leválasztó berendezések Miután megismertük a leválasztandó por összetételét és méreteloszlását, ki kell választanunk a legmegfelelőbb leválasztó berendezést. Sokféle leválasztó

berendezés áll rendelkezésünkre, amelyek különböznek egymástól összes és frakcióleválasztási fokban, megbízhatóságban, hőmérséklettoleranciában, teljesítményváltozás szempontjából rugalmasságban, beruházási és üzemeltetési költségben és gáztisztítási kapacitásban. Ezen szempontok alapján kell általában az alább felsorolt leválasztó típusok közül az adott erőművi blokk számára kiválasztanunk az optimálist. A sokféle típusra szükség is van, hiszen egy nyomásalatti fluidágyas erőművi blokk gáztisztítási igényei nyilvánvalóan eltérnek egy szénportüzelésű blokkétól. 3.3 táblázat Pernyeleválasztók működési elve Szerkezet: Működési elv: ülepítők nehézségi erő mechanikai leválasztók tehetetlenségi erő centrifugál-leválasztók centrifugális erő elektrosztatikus leválasztók elektrosztatikus erő zsákos szűrők tehetetlenségi erő kerámia filterek tehetetlenségi erő nedves

füstgáztisztítás nehézségi erő A pernyeleválasztók a füstgázban levő szilárd részecskéket valamilyen erő alkalmazásával kiválásra kényszerítik a gázból, majd a leválasztott részecskéket összegyűjtik és a leválasztóból elvezetik. A leválasztó erő lehet külső erő vagy a gázáram belső energiájából származó. A leválasztók az alkalmazott leválasztó erő alapján működhetnek (Lévai, 1964) ♦ ♦ tehetetlenségi erővel (fékezés, ütközés), gyorsító erővel (nehézségi, centrifugális, elektrosztatikus erő stb.) A pernyeleválasztó berendezéseket működési elvük és szerkezetük alapján a következőképpen lehet csoportosítani: 3.231 Ülepítők Az ülepítők csak a gáz és a részecskék sűrűségi különbségének kihasználásával, a nehézségi erőt használva szétválasztó erőnek, működnek. A poros gáz belép egy nagy légterű kamrába, amin kis sebességgel (0.5-08 m/s) áthalad, miközben a

részecskék kiülepedhetnek a kamra aljára. A kamra alján ferdén elhelyezett lemezek a már leülepedett por újbóli gázáramba jutását gátolják (3.7 ábra) Ahhoz, hogy a gáz ne tudja magával vinni a benne levő részecskéket, nagyon lassú átáramlási sebességek és hosszú tartózkodási idők kellenek. Ennek viszont az a következménye, hogy a berendezések nagyon kis kapacitásúak. Mivel ez a porleválasztás nagyon - 37 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből időigényes folyamat és a leválasztó-képességük füstgáztisztításra nem használják. porosgáz is korlátolt, erőművekben tisztítottgáz leválasztottpor 3.7 ábra Ülepítőkamra ferdén elhelyezett ülepítőlapokkal 3.232 Mechanikai leválasztók A mechanikai leválasztók a gázzal együtt áramló részecskék tehetetlenségét használják ki annak leválasztására. A részecske mozgásának útjába akadályt helyeznek, aminek a részecske nekiütközik, ezáltal

lendülete megtörik és a leválasztó alatt elhelyezett gyűjtőedénybe hullik. Ilyen mechanikai leválasztó a 38 ábrán látható zsalus leválasztó. A zsalus leválasztó esetén a nagy sebességgel áramló gázt az áramlás útjába helyezett lemezek irányváltoztatásra kényszerítik, amit a nagyobb fajsúlyú részecskék követni nem tudnak. Ezeket a leválasztókat inkább csak durva szemcsézetű porok leválasztására használják rostélytüzelésnél, így alkalmazásuk hagyományos szénportüzelésű erőművekben nem jellemző. A zsalus rendszerű leválasztók 50.60%-os leválasztási fokkal üzemelnek tisztítottfüstgáz porosfüstgáz leválasztottrészecske porleürítõ vezeték 3.8 ábra Zsalus rendszerű leválasztó Új, modern közvetlen széntüzelésű gázturbinával (Direct Coal-fired Turbine Cycle = DCFT) működő erőművekben viszont kísérleteznek alkalmazásával, mert a gáz magas hőmérsékleten való tisztítását olcsón lehet

megoldani vele (Thambimuthu, 1993). Ebben az esetben a kompresszor után egy salakolvasztó ciklonégő található, amelynek az aljára egy vízszintes, lapos felületű ütközőidomot helyeznek (3.9 ábra) A részecskék a gázzal lefelé áramolva merőlegesen ütköznek ehhez a felülethez és beleragadnak a felületet borító olvadt salakrétegbe, miközben a tiszta gáz oldalt, vagy felfelé áramolva távozik. Ebben az esetben a részecskék mozgási energiáját az ütközőfelületet borító viszkózus, olvadt salakréteg is segít elnyelni. Ez a módszer azonban általában nem elegendő önmagában, ezért csak ciklonnal, kerámiaszűrővel sorba kapcsolva használják mint előleválasztó. - 38 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből m ásodlevegõ tüzelõanyagban szegény zóna gázturbina felé tüzelõszén és prim erlevegõ anyagban gazdag zóna adalékanyag ciklon ütközõ salak és adalékanyag adalékanyag K T tüzelõanyagban gazdag

zóna m echanikus leválasztó tüzelõanyagban szegény zóna ~ kerám ia szûrõ 3.9 ábra Mechanikus leválasztó közvetlen széntüzelésű gázturbinához 3.233 Centrifugál-leválasztók A centrifugál-leválasztók, ciklonok, multiciklonok, örvénycsövek centrifugális erő alkalmazásával választják szét a port és a gázt. Az elektrosztatikus és zsákos pernyeleválasztók elterjedése előtti erőművekben legáltalánosabban alkalmazott leválasztók voltak. Elterjedésüket működési és szerkezeti elvük egyszerűsége indokolta. A ciklonok az utóbbi években ismét előtérbe kerültek olyan modern technológiák, mint a cirkulációs vagy a nyomásalatti fluidágyas tüzelés és fluidágyas szénelgázosítók alkalmazása kapcsán. Egyik nagy előnyük, hogy a gázt hűtés nélkül lehet tisztítani velük. A ciklonokkal elérhető leválasztási fok azonban többnyire nem felel meg a környezetvédelmi határértékek által előírt normáknak

ezért a ciklonok után zsákos szűrők alkalmazása is szükséges. A ciklonok működési elvét a 3.10 ábra mutatja be A berendezésbe a poros gáz tangenciálisan lép. A centrifugális erő hatására a porszemcsék a ciklon fala felé mozdulnak el, ezért a porkoncentráció sugárirányban a fal felé nő. A gáz spirálisan lefelé mozog, amíg el nem éri a függőleges kivezető cső alját, amin keresztül felfelé távozik. A por tehetetlensége folytán kiválik a gázból és a ciklon alján át kihullik a berendezésből. Modern ciklonok leválasztási foka elérhet 90% feletti értékeket is. A leválasztási fok annál jobb, minél kisebb a ciklon átmérője ugyanakkora gáz-térfogatáram esetén (3.11 ábra) és a gáz minél nagyobb sebességgel lép be ciklonba A kisebb ciklonnak viszont nagy az ellenállása és így növeli az üzemeltetési költséget. A port kiválásra - 39 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből késztető centrifugális

erőt és a ciklon nyomásesését az alábbi képletekkel számíthatjuk: Fc = m "⋅ v2 r v2 ∆p = ξ ⋅ ρ ⋅ 2g ahol Fc a centrifugális erő, ∆p a ciklon nyomásesése. TisztítottG áz Poros G áz LeválasztottPernye 3.10 ábra Ciklon működési elve εö 1 d=20mm d=50mm d=100mm 0.8 100 ∆p [mm vo.] . 3.11 ábra A ciklonátmérő hatása a leválasztási fokra és az áramlási ellenállásra A ciklonátmérő csökkentéséből származó előnyöket el lehet érni úgynevezett multiciklonok alkalmazásával. Ebben az esetben a füstgázáramot sok, párhuzamosan kapcsolt kis átmérőjű ciklonba vezetik (3.12 ábra) A legfőbb hátránya ennek a technológiának az, hogy a porkoncentráció nem egyenletes és így különböző porkoncentrációjú gáz jut az egyes ciklonokba. Az összes leválasztási foka a multiciklonnak alacsonyabb mint az egyes kis ciklonok leválasztási foka. - 40 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből ε ö,mc

= η ⋅ε mc e ahol ε ö,m c a multiciklon leválasztási foka, ηm c a multiciklon hatásfoka (ún. csoport hatásfok), ε e egyedi ciklonok átlagos leválasztási foka. poros gáz 3.12 ábra Multiciklon rendszerű leválasztó A perdítőcsöves multiciklonok (örvénycsövek) kedvezőbb elrendezésük révén jobb leválasztást képesek elérni. Itt egy-egy a poros gázáram útjába hegesztett perdítőelem hozza létre a centrifugális erőteret (3.13 ábra) A multiciklonoktól az is megkülönbözteti az örvénycsöveket, hogy a gáz be- és elvezetése közös, valamint az örvénycsöveket közös házba építik össze. tisztított gáz . poros gáz leválasztott pernye 3.13 ábra Örvénycsöves leválasztó Magyarországi széntüzelésű kazánok 1956-ig főleg Van Tongeren típusú kettős leválasztókkal voltak felszerelve (3.14 ábra) A berendezés előleválasztójában először a por a kerület mentén koncentrálódik és ez a nagy porkoncentrációjú

gáz lép be a kis átmérőjű mellékciklonokba. Az előleválasztó közepén központos elrendezésű körzsalu van szerelve, hogy a berendezésből az előleválasztón keresztül távozó gáz (az összes gáz-térfogatáram 88%-a) is minél kevesebb port vihessen magával. Az előleválasztóhoz két mellékciklon csatlakozik, amelyek az előleválasztó fala mentén áramló porban feldúsult gázból választja le a pernyét kb. 90%-os leválasztási fokkal 3.234 Elektrosztatikus pernyeleválasztók Az elektrosztatikus pernyeleválasztók erőművekben leggyakrabban használt porleválasztók, amelyekkel 1 µm körüli szemcsenagyságok is leválaszthatók. A leválasztási foka nagyon magas, általában 97.996% Ezek a pernyeleválasztók gyorsító erő alkalmazásával választják ki a porszemcsét a füstgázból. A gyorsító erőt a - 41 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből berendezésben létrehozott elektromos térerő fejti részecskékre gyakorolt

vonzó és taszító hatása által. ki a töltéssel rendelkező porosgáz 3.14 ábra Van Tongeren típusú kettős leválasztó 3.15 ábra Elektrosztatikus pernyeleválasztó működési sémája Elektrosztatikus pernyeleválasztó működését a 3.15 ábrán látható kapcsolási séma mutatja be. A leválasztó berendezés a füstgáz áramlási irányával párhuzamosan elhelyezett pozitív polaritású leválasztó lemezeket tartalmaz, amelyek között negatív polaritású szóróelektródák vannak. A szóróelektródákat nagyfeszültségű (30100 kV) egyenáram táplálja. A szóróelektróda olyan keretre feszített huzalokból áll, amelyeken éleket vagy csúcsokat alakítottak ki (3.16 ábra) azért, hogy arról a nagyfeszültség hatására elektronok léphessenek ki. A kilépő elektron az elektromos erőtérben nagymértékben felgyorsulva távolodik el a szóróelektródától. Az elektron nekiütközve ionizálja a gázatomokat anélkül, hogy befogódna. A

pozitív gázionok a negatív - 42 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből polaritású szóróelektróda felé közelednek és ütközés révén újabb elektronok szabadulnak fel a huzalból (Lévai, 1964). Eközben az erős elektromos térben a porszemcsék felületén is töltésmegoszlás jön létre. A porszemcsék szóróelektróda felőli felületeiről az elektronok elvándorolnak és így az pozitív töltésű lesz. A porszemcse pozitív töltésű felületeire tapadnak aztán a szóróelektródából kilépő elektronok és a gáz ionizációja következtében keletkező negatív töltésű ionok. Ezáltal a porszemcse teljes felülete negatív töltésű lesz E negatív töltésű porszemcsék az elektromos térben a pozitív töltésű leválasztó lemez felé vándorolnak és azon leválasztódnak (3.17 ábra) A leválasztó lemezeket időnként meg kell 3.16 ábra Szóróelektróda típusok 3.17 ábra Porszemcsék leválasztási mechanizmusa

tisztítani a rárakódott portól, mert a lerakódott por szigetelőréteget alkotva rontja a leválasztás hatékonyságát és elősegíti további pormennyiség megtapadását. Tisztításkor a lemezekről egy mechanikus rázószerkezet lerázza a port, amely a leválasztó alján elhelyezett hombárba hullik. A lemezek rázásakor azonban előfordulhat, hogy a már egyszer leválasztott por visszakerül a gázáramba. Ennek elkerülésére úgynevezett táskás leválasztó lemezt alkalmaznak. Ez tulajdonképpen két expandált lemezből áll, amelyek egy zárt teret fognak közre (3.18 ábra) A lehulló port a lemezeken kialakított táskák a lemezek által közrefogott, a gázáramtól elzárt térbe vezetik, ahonnan a por a gázáramba nem tud visszajutni. A lemezek közötti térben a leválasztott por a berendezés alatti gyűjtőhombárba hullik. Még ilyen leválasztó lemez alkalmazása esetén is visszakerülhet a gázáramba valamennyi por, ezért a 2-3 egymás utáni

szekcióból álló pernyeleválasztónak csak egy-egy szakaszát tisztítják egyszerre. Ilyenkor a tisztítandó felületről visszakerülő port a következő szekció le tudja választani. Az elektrosztatikus pernyeleválasztó leválasztási foka függ a leválasztó felület nagyságától, a tisztítandó füstgáz térfogatáramától és a pernyének a leválasztó lemezhez való vándorlási sebességétől: ε = 1 − e − f ⋅v , (3.16) - 43 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből ahol: f = F V" s 2 "  m  , F a leválasztó lemez felülete [m ], V a füstgáz térfogatárama [m3/s], v a pernyerészecske átlagos vándorlási sebessége [m/s]. leválasztó lem eztáskák lem ezrõl lerázott por 3.18 ábra Elektrosztatikus pernyeleválasztó leválasztó lemezének kialakítása A pernye vándorlási sebessége függ a por és a gáz paramétereitől, valamint az elektromos térerő nagyságától. a ⋅E2 ⋅d , v =c⋅

η (3.17) D −1 (amax=3, amin=1, agyakorlati=2.5-3), D a por és a gáz D +1 dielektromos állandójának a hányadosa, E az elektromos térerő, d az átlagos szemcseátmérő, η a gáz dinamikai viszkozitása, c egy konstans a mértékegységek ahol a = 1 + 2 ⋅ átszámításához Bár a leválasztási fok láthatóan erőteljesen függ a térerőtől azt nem lehet minden határon túl növelni. A felső határt megszabja az, hogy nem szabad megengedni, hogy kisülés történjen a szóróelektróda és a leválasztó lemez között. Ezért a szóróelektródákat egyenletes, folytonos élekkel vagy sűrűn elhelyezett szóróhegyekkel kell ellátni (3.11 ábra) A porszemcsék ellenállásának is erőteljes befolyása van a leválasztásra. A szóróelektródából kilépő áramnak ugyanis a lemezek között áramló porrétegen keresztül kell eljutnia a leválasztó lemezre. A pernyében található szemcsék általában rossz vezetők. Ha túl nagy az ellenállása a

leválasztandó pornak, akkor a por vezetőképességét meg kell növelni. A por vezetőképessége annál alacsonyabb, minél magasabb a szén hamujának SiO2 tartalma, valamint minél alacsonyabb a szén nedvesség- és kéntartalma. Ez utóbbi két tulajdonság a jó minőségű szenekre jellemző. Ilyen esetben a por vezetőképességét növelni lehet a füstgáz nedvesítésével, de ez a füstgáz hőmérsékletének csökkenéséhez vezet, valamint jelentős vízfogyasztást okozhat. A vezetőképesség növelésének másik módja a magasabb hőmérsékleten való pernyeleválasztás, ugyanis a hőmérséklet növelésével csökken a pernye fajlagos ellenállása. A magasabb hőmérsékleten való leválasztást úgy lehet megoldani, hogy az elektrosztatikus leválasztót a víz- és léghevítő felületek közé helyezzük, ahol a gáz hőmérséklete 300.350°C, szemben a kazán utáni 150°C-al, ahol a hagyományos - 44 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás

tüzelésekből pernyeleválasztó üzemel. A magasabb hőmérsékleten az elektródák azonban jobban kopnak és így növelik a karbantartási költségeket. A szemcsék vezetési tulajdonságain kívül a szemcsék méretének van a leválasztás szempontjából jelentősége. Bár az elméleti képlet lineáris kapcsolatot mutat a porszemcse vándorlási sebessége és a szemcseátmérő között, a tapasztalat ennél kedvezőbb összefüggést mutat (3.19 ábra) A kisméretű szemcsék vándorlási sebessége ugyanis a tapasztalat szerint nagyobb mint az elméleti, így azok leválasztási foka magasabb mint a számított. A nagyobb szemcsék leválasztása amúgy is jó hatásfokkal megy végbe, ezért az elméleti vándorlási sebességhez képesti csökkenés itt nem ront jelentősen a számított leválasztási fokon. A gyakori 10 µm körüli szemcseméretet magas hatásfokkal választja le a berendezés. v [m/s] elméleti tapasztalati 10 3-5 d [ µ m] 3.19 ábra

Elméleti és tapasztalati szemcse vándorlási sebesség a szemcseátmérő függvényében A leválasztási fok függ a leválasztó felület nagyságától is. A felület növelésével a leválasztási fok gyakorlatilag tetszőlegesen növelhető lenne és csak beruházási költség növekedése szab határt. A fajlagos felület növelésének leválasztási fokot javító hatását rontja az a tény, hogy a részecske vándorlási sebessége csökken a felület növelésével (3.20 ábra) azaz ε lassabban közelít az 1-hez a kitevő növekedése miatt A javító hatást a gázáramba visszakerülő pernye is rontja, mert azt negatív vándorlási sebességként vehetjük figyelembe a számításoknál. A vándorlási sebességre hatása van a füstgázsebességnek is. Alacsony gázsebességeknél a gázsebesség növelése a porszemcsék vándorlási sebességét növeli, míg magasabb sebességi tartományokban már csökkenti. Ezért a berendezések kialakítását és

méretezését úgy kell végezni, hogy a lemezek között optimális füstgázsebesség (vfg,opt=1-3 m/s) alakuljon ki (3.21 ábra) Részterhelésen az elektrosztatikus pernyeleválasztó leválasztási foka javul, mert a fajlagos felület (f) nő a gáz-térfogatáram csökkenése révén. Elektrosztatikus rendszerű leválasztók alkalmazása kedvezőbb a ciklonokhoz képest olyan helyeken, ahol gyakori a részterhelés. Ciklonok esetén ugyanis a leválasztási fok csökken a terhelés és a gázsebesség csökkenésével. Régebbi erőművekben a ciklonos és elektrosztatikus rendszerű pernyeleválasztókat sorba kapcsolva használták, ezzel tartva közel állandó értéken a leválasztási fokot részterhelésen is. A ciklon leválasztási fokának csökkenését ellensúlyozta ugyanis az elektrosztatikus leválasztási fokának javulása: 1− ε = (1 − ε ciklon ) ⋅ (1 − ε elektrofilter ) ahol ε az eredő rendszer leválasztási foka, (3.18) ε ciklon a ciklon

leválasztási foka, ε elektrofilter az elektrosztatikus pernyeleválasztó leválasztási foka - 45 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből v [m/s] v [m /s] vfg,opt f [s/m ] vfg [m/s] 3.20 ábra Szemcse vándorlási sebessége 321 ábra Szemcse vándorlási a fajlagos felület függvényében sebességének füstgázsebességtől való függése A ciklon-elektrosztatikus pernyeleválasztó-rendszer magas leválasztási fokkal volt képes üzemelni névleges terhelésen is, mert a ciklon leválasztotta a por nagy részét ezzel csökkentve az elektrosztatikus pernyeleválasztó terhelését, amely képes volt a ciklon utáni kis portartalmú, finomszemcsés port tartalmazó gázt jó hatásfokkal tisztítani. Ebben a rendszerben beruházási költség is alacsonyabb, mert a drágább elektrosztatikus pernyeleválasztót kisebbre lehet tervezni. A tapasztalat azt mutatja, hogy a blokknagyság növekedésével gyorsabban csökken az elektrosztatikus

pernyeleválasztó fajlagos beruházási költsége, mint a blokk fajlagos beruházási költsége. 3.235 Zsákos szűrők A szigorodó környezetvédelmi előírások a elősegítették a textilszűrős rendszerek elterjedését az elmúlt évtizedben. A textilszűrős rendszerek közül a zsákos szűrőket alkalmazzák leggyakrabban, amelyek porleválasztási foka igen magas, 99.7998% További előnyük még, hogy a legapróbb szilárd szemcséket, aeroszolokat is képes leválasztani, így olyan nehézfémek és más toxikus anyagok leválasztására is alkalmas amik leválasztása más pl. nedves eljárással nem megoldható Elterjedésüket szerkezeti egyszerűségük is indokolja. A zsákos szűrők anyaga a legtöbb esetben szintetikus szövetanyag, poliészter, acryl, poliamid, üvegszállal erősítve (Reményi, 1995). A tisztítandó gázt sűrű szövésű szöveten keresztül vezetik és a por tehetetlensége folytán a szövet rostjainak ütközve ott megtapad. A por

leválasztása a zsákszerűen kialakított szövetszűrők külső vagy belső felületén is történhet attól függően, hogy a gáz a zsákba kívülről áramlik e be vagy fordítva belülről kifelé (3.22 ábra) A szövetszűrőre lerakódott porréteg maga is szűrőként viselkedik és elősegíti a por jobb megtapadását. Az egyre vastagodó porréteg azonban növeli a szűrők áramlási ellenállását, ezért azokat időnként tisztítani kell. A zsákos rendszer üzemeltetése ezért szakaszos, mert tisztításakor egy-egy egész szekciót ki kell zárni a gázáramból, hogy a zsákokról leváló por ne juthasson vissza a gázáramba. A tisztítás időtartama rövid és az egész procedúra automatizált. Amikor a nyomásesés elér egy adott értéket akkor az automatika kiiktatja az adott szűrőszekciót. A tisztítást a zsákok nagy frekvenciájú rázásával végzik, miközben a szokásos gázáramlással ellentétes irányból levegőt fúvatnak a zsákokon

keresztül. A rázás és a fordított irányú levegő hatására a zsákokra rakódott por leválik és a szűrő alján elhelyezett gyűjtőhombárba hullik. Ehhez a tisztítási módszerhez azonban több - 46 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből párhuzamosan kapcsolható szűrőrendszer kell, hogy amíg az egyiket tisztítják, addig a másik végezhesse a füstgáztisztítást. A nagy tartalékfelületek miatt a rendszer beruházási költsége megnövekszik. Ellenirányú tisztító levegő zsák rázó mechanizmus Nagynyomású levegő-fúvókák Tisztított gáz Fémkeret Tisztított gáz Szűrőzsák Szűrőzsák Poros gáz Poros gáz Leválasztott por kiürítése Leválasztott por kiürítése gáz áramlási iránya: kívülről - be gáz áramlási iránya: bentről - ki . 3.22 ábra Zsákos típusú szövetszűrők működési elve 3.236 Kerámiaszűrők Kerámiaszűrők erőművi alkalmazása az utóbbi években kezdődött el kísérleti

jelleggel modern széntüzelésű nyomásalatti fluidágyas és integrált szénelgázosítású kombinált ciklusú erőművekben. A legtöbb kerámiaszűrő működési elve megegyezik a szövetszűrőkével. A fő a különbség abban van, hogy míg szövetszűrők esetén a szövet rostjai között jut át a tisztítandó gáz, addig itt a kerámiaszűrők pórusain. A por azonban mindkét esetben a szűrő poros gáz felőli oldalán lerakódik, majd tisztítás során leválik és a szűrő alatt elhelyezett gyűjtőtartályba hullik. Sokféle kerámiaszűrőt fejlesztettek ki, de ezek közül a kerámiagyertya szűrők terjedtek el legnagyobb mértékben. A kerámiagyertyák belül üreges, porózus falu hengerek, amelyeknek 60 mm a külső átmérőjük, 10.20 mm a falvastagságuk és 1.15 m a hosszuk A gyertyák nagy számban egy tartólemezre vannak rögzítve Egyegy leválasztó berendezésben több egymás alatt elhelyezett lemez tartja a gyertyacsoportokat (3.23 ábra)

Mivel a gyertyák anyaga rideg, ezért a zsákos szűrőktől eltérően nem lehet rázással tisztítani, ehelyett nagynyomású levegő ellenáramú befúvásával választják le a felületre rakódott porréteget. A másik lényeges különbség, hogy a poros gázt mindig a kerámiagyertya külső felületére vezetik és a tisztított gázt a gyertya belsejéből vezetik el. A kerámiagyertyás szűrő tisztításakor csak az egyik szekción fújnak keresztül nagynyomású levegőt, miközben a leválasztó másik fele leválasztó üzemben dolgozik. Így is szükség van azonban többlet felületre, mert mindig csak az egyik fele dolgozik a leválasztónak. - 47 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből A kerámiagyertyákat két egymástól jelentősen különböző rideg kerámiaanyag típusból készíthetik. Az elterjedtebb nagysűrűségű kerámiagyertya kerámiagranulátumból készül, aminek a hézagtérfogata 3040% A kissűrűségű kerámiagyertya

kerámiaszálak összefonásával készül és hézagtérfogata 80.90% körüli. nagynyom ású levegõ tisztított gáz poros gáz kerám iagyertya gyertyatertó lem ez gáztisztítás ellenáram ú gyertyatisztítás leválasztott por eltávolítása 3.23 ábra Kerámiagyertyás pernyeleválasztó működési elve Bár a nagysűrűségű gyertyák szűrési tulajdonsága és kopásállósága is jobb a kissűrűségénél, a nagyobb ridegsége miatt bekövetkező törések az élettartamát jelentősen lecsökkentik. A meghibásodást leggyakrabban a nagynyomású hideg tisztítógáz befúvása okozza, mert a gyertyák letörnek, leválnak a tartólemezről a gázsugár impulzusának következtében és a letört gyertya a többi gyertyát is tönkreteszi (Katona, 1994a). A kisebb sűrűségű gyertyák egy darabban készülnek és így kevésbe hajlamosak a tartólemezről való leszakadásra, ezért alkalmazásuk feltehetőleg terjedni fog a jövőben. A kisebb sűrűségű

gyertya kisebb nyomásesése szintén kedvezően befolyásolhatja elterjedését. A nyomásesés a nagyobb sűrűségű gyertyán átlagosan 14.5 kPa, míg a kissűrűségű esetén ugyanez 112 kPa (Withers et al., 1990) A kerámiaszűrők megjelenését az indokolta, hogy egyrészt magasabb hőmérsékletű gázok tisztítására is alkalmasak, másrészt a pórusainak nagyságával és eloszlásával a kívánt leválasztási fok tovább növelhető. A magas hőmérsékleten való gáztisztítás elengedhetetlen nyomásalatti fluidágyas tüzelésnél. Mivel eddig főleg ciklon rendszerű leválasztást alkalmaztak ennél a technológiánál, a fluidágyas kazán után elhelyezett gázturbina nagy koptatóhatásnak volt kitéve a ciklonok viszonylag rosszabb leválasztási foka miatt. A nyomásalatti fluidtüzelés esetén a porleválasztónak 800.900°C hőmérséklettartományban kell működni, ezért olyan szűrő kifejlesztésére volt szükség amely jobb hatásfokkal

választja le a pernyét ezen a magas - 48 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből hőmérsékleten mint a ciklon rendszerű. Kísérletek bíztató eredményt mutatnak a kerámiagyertya 900°C körüli alkalmazására, mert ezen a magas hőmérsékleten 98%os leválasztási fokot sikerült elérni velük (Thambimuthu, 1993), aminek következtében a gázturbina eróziója jelentősen csökkenthető. Szénelgázosítású kombinált ciklusú erőművekben azonban már több helyen alkalmazzák a kerámiagyertya szűrőket. Ezekben az erőművekben a gáz tisztítását meg lehet oldani alacsony hőmérsékleten is, de ehhez a szintézis gázt le kellene hűteni, ami a gáz-gőz körfolyamat hatásfokát csökkenti (heat-bypass). Ezért a szintézisgázt csak mintegy 500°C körüli hőmérsékletig hűtik le, amit a kerámiagyertya szűrők már jó hatásfokkal tudnak megtisztítani a szilárd szennyezőktől. Egyes kerámiagyertya fajtákkal 98.059993%-os

leválasztási fokot értek el 430571°C tartományban (Thambimuthu, 1993). A körfolyamat hatásfokának szempontjából az lenne az előnyös, ha a gáz hűtésére egyáltalán nem kerülne sor, azonban a magasabb hőmérsékleteken a gyertya élettartama nagyon lerövidül és a leválasztási fok is alacsonyabb. Egyes szénelgázosító típusok esetén a nagyon finom szénszemcsék aránya magas, így azok leválasztása és visszajuttatása a szénelgázosítóba fontos feladat. Ezeket a finom szénszemcséket azonban csak speciális kialakítású kerámiagyertyákkal lehet leválasztani. A gyertyák fala ebben az esetben kétrétegű A külső réteg, amelyik a poros gázzal érintkezik kisebb pórusú, így le tudja választani az egészen finom szemcséket is. Mivel a belső réteg pórusai nagyobbak a gyertya ellenállása nem nő meg számottevően, de a szilárdsága megmarad. Másik előnyös tulajdonsága ennek a gyertyatípusnak az, hogy SiC és aluminoszilikát

tartalma a fixágyas szénelgázosítóból gázzal együtt távozó gőzfázisú kátrányokat, olajokat krakkolja (Thambimuthu, 1993). A szűrők tisztítása egyébként nehézséget jelenthet fix ágyas elgázosító típusok esetén, mert a gáz kátrány tartalma a por kohézióját nagyon megnöveli. 3.237 Nedves pernyeleválasztók Nedves gáztisztítást már évtizedek óta alkalmazzák a gázban levő szilárd részecskék eltávolítására. Nedves leválasztás esetén a gázban levő porszemcséket valamilyen folyadék cseppje ragadja magával és az így keletkezett nagyobb méretű cseppet választják le aztán. Az elektrosztatikus pernyeleválasztókhoz és zsákos szűrőkhöz képest alacsony beruházási költségük és az elérhető magas leválasztási fok (95.995%) vonzóvá teszi ipari alkalmazásukat Beruházási költségbeli előnyüket rontja azonban az a tény, hogy az üzemeltetési költségük viszonylag magas a nagy áramlási ellenállásuk miatt

(75 kPa) Mivel a füstgáz lehűl a nedves tisztítás alatt, az újra fel kell melegíteni mielőtt a kéménybe vezetik, ami újabb üzemeltetési költségnövekedéshez vezet. A berendezés villamosenergia-igénye az erőművi blokk nettó teljesítményének akár 3%-át is elérheti (IEA, 1988). Főleg ezen magas üzemeltetési költségek miatt ma már kevés helyen használnak nedves gáztisztító berendezéseket kifejezetten szilárd szennyezők eltávolítására. Nedves gáztisztítást alkalmazzák azonban az integrált szénelgázosítású kombinált ciklusok egyes típusaiban, közvetlenül az elgázosító reaktor után. Mivel ezek a rendszerek magas nyomáson üzemelnek, a berendezés áramlási ellenállásából fakadó nyomásesés kevésbé fontos. A nedves gáztisztítás okozta hőmérsékletcsökkenés sem okoz problémát, ha hagyományos alacsonyhőmérsékletű gáztisztításhoz amúgy is le kellene hűteni a szintézisgázt. Magas hőmérsékletű

szintézisgáz-tisztításhoz viszont nem alkalmazható, mert a nedves tisztítás túlzott mértékben hűtené vissza a gázt. Az elgázosító utáni nedves gáztisztítás alkalmas lehet a gázban levő el nem reagált szénhidrogének, kátrányok és olajok leválasztására, amit a víztől később szétválasztva - 49 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből vissza lehet juttatni az elgázosító reaktorba vagy akár a gázturbinába. A nedves gáztisztítás a szilárd részecskék leválasztásán túl kioldja azokat vízben jól oldódó gáznemű anyagokat (NH3, HCN, SO2, H2S és CO2) a szintézisgázból, melyekből később a gázturbinában károsanyagok termelődhetnének. Szerencsére a számunkra értékes gázok (CH4, H2, CO) vízben való oldhatósága nagyságrendekkel rosszabb, mint a káros anyagoké, ezért a gáz mosása jól alkalmazható. A nedves füstgáztisztítási eljárást alkalmazzák füstgáz SO2 tartalmának a pernyével egyszerre

történő eltávolítására is szénportüzelésű kazánok esetén. A leggyakrabban alkalmazott nedves füstgáz és gáztisztító-berendezések, amelyek képesek eleget tenni a szigorú környezetvédelmi előírásoknak a Venturi-csöves nedves leválasztók és mozgóágyas gázmosó-tornyok. Az 324 ábrán látható Venturicsöves nedves leválasztóba a Venturi-cső felett egyenletesen elosztva lép be a mosófolyadék. A poros gáz és a mosófolyadék belép aztán a Venturi-csőbe, ahol a nagy sebességű gáz a folyadékot apró cseppekre szaggatja. A folyadékcseppek elkeverednek a gázzal és összegyűjtik a gázban levő szilárd szemcséket nagyobb cseppeket alkotva. Ezeket a képződött nagyobb cseppeket aztán a leválasztó berendezés összegyűjti és az edény aljáról elvezeti. A tisztított gáz a leválasztó tetején lép ki. tisztított gáz poros gáz páramentesítő mosófolyadék belépés leválasztó Venturi-cső folyadék kilépés . 3.24

ábra Venturi-csöves nedves füstgáztisztító 3.3 Kéndioxid kibocsátás 3.31 Erőművek kéndioxid kibocsátása Miután jelentős eredményeket sikerült elérni a szilárd szennyezőanyagok leválasztása terén, a kéndioxid környezetkárosító hatása felé fordult a környezetvédelmi szakemberek figyelme. Fosszilis tüzelőanyagok tüzelése során a tüzelőanyag kéntartalmának egy része kéndioxiddá ég el és a füstgázzal a környezetbe jutva az emberi egészséget károsíthatja, valamint hozzájárul a talaj, erdők és felszíni vizek savasodásához. A kéndioxid mellet, ha kevesebb mennyiségben is, keletkezik kéntrioxid, ami környezetkárosító hatásán túl károsítja a nitrogén-oxidok - 50 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből leválasztásánál használt katalizátorok egyes típusait. Az elmúlt 20 évben fokozatosan szigorodó emissziós határértékek következtében sok technológiát fejlesztettek ki a kéndioxid

keletkezésének és kibocsátásának csökkentésére. Míg kezdetben a kéndioxid füstgázból való eltávolítására koncentráltak kénleválasztók alkalmazásával, addig jelenleg a kénnek tüzelés közbeni olcsóbb megkötésére nagyobb hangsúly esik. Erre elsősorban a fluidágyas tüzeléssel működő berendezések (kazánok és szénelgázosítók egyaránt) alkalmasak, ezért fokozatos térnyerésüket ezek a környezetvédelmi szempontok is indokolják. Bár az emisszió-csökkentő technológiák elterjedése következtében az erőművi kéndioxid kibocsátás jelentősen csökkent az elmúlt tíz évben, a nemzetközi jogszabályok további csökkentést követelnek meg. Ezen fejezet a kéndioxid és kéntrioxid keletkezését, redukcióját és füstgázból való leválasztásának lehetőségeit vizsgálja erőművekben. 3.311 Légköri kéndioxid szennyezés Becsült adatok szerint az emberi tevékenységek során környezetbe juttatott SO2 eléri vagy

akár meg is haladja a természetes kéndioxid kibocsátást (természetes SO2 kibocsátás: 18-70 Mt/y, emberi tevékenységhez köthető kibocsátás: 70-80 Mt/y). A Nemzetközi Energia Ügynökség szerint a teljes kéndioxid kibocsátásnak mintegy 40% kapcsolódhat az energiahordozók felhasználáshoz, amihez a szénfelhasználás kétharmad részben járul hozzá. A szénhez kapcsolódó kéndioxid kibocsátásnak számos forrása van, mint például a fémkohászat, ipari és erőművi széntüzelés és amelyek részesedése országról országra változik. Azon országok erőművei, amelyek villamosenergia-termelése nagy mértékben szénbázisú, általában több mint 50%-át adják a teljes országos kéndioxid kibocsátásnak (Nagy-Britannia: 72%, USA: 69% (Vernon és Jones, 1993). Magyarországon a kéndioxid kibocsátás 1 632 000 t/év-ről 757 000 t/év-re csökkent 1980 és 1993 között (KTM, 1995). Az emisszió 40%-a származott erőművekből. Bár

kénleválasztó berendezéseket nem alkalmaznak a hazai erőművek, egyéb kénmegkötési módszerekkel történtek kísérletek. Egyik legjelentősebb ezek közül az Ajkai Erőmű Rt. szénportüzelésű kazánjának átalakítása hibrid fluidtüzelésűvé. A kéndioxid környezetkárosító hatása nemcsak a kibocsátóhely közvetlen környezetében jelentkezik, de légáramlatokkal nagy távolságokra eljutva regionális környezetszennyezést okoz. Az 1980-as években elsősorban a közvélemény erős nyomására nemzetközi egyezmények születtek a széntüzelésből származó kéndioxid kibocsátásának korlátozására. Míg korábban a városi kéndioxid kibocsátás emberi egészségkárosító hatását igyekeztek korlátozni (főleg az 1952-es Londoni szmog után, amikor 4000 ember halálával járt a levegő kéndioxid tartalmának intenzív megnövekedése), addig a ‘70-es és ‘80-as években a környezetet károsító problémák csökkentése volt a cél.

Az egyezmények a szennyezés ezen határokon átnyúló hatásából kiindulva szigorú határértékekkel korlátozzák a kéndioxid kibocsátást az aláíró országokban (Vernon és Jones, 1993). Az 1987-ben hatályba lépő, a Nagy távolságra jutó, országhatárokon átterjedő levegőszennyezésről szóló 1979. évi Egyezményhez kapcsolódó SO2 Jegyzőkönyv szerint az aláírók vállalják, hogy legalább 30%-al csökkentik SO2 kibocsátásukat vagy határon keresztüli SO2 transzportjukat 1993-ig. A Jegyzőkönyv aláírói között az Európai Unió országain kívül ott van Oroszország, Ukrajna, Belarusszia, Bulgária, Csehország, Szlovákia és Magyarország is (KTM, 1995). Mint ahogy fentebb említettük, Magyarország az egyezménynek eleget tett, mert 1632 kt/év-ről, nem csak az előírt 1142 kt/év-re, de 757 kt/év-re csökkent a kéndioxid kibocsátása. - 51 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Az 1994-ben elfogadott újabb

Jegyzőkönyv szerint a csatlakozó országok egyedileg meghatározott ütemezés és szintek szerint kötelesek kéndioxid kibocsátásukat tovább csökkenteni vagy legalább tartani. Magyarország esetében az 1980. bázis évhez viszonyítva 2000-ig 45%-al, 2005-ig 50%-al és 2010-ig 60%-al kell csökkenteni az országos összes kéndioxid kibocsátást (azaz a kibocsátás nem haladhatja meg a 898 kt/év-et 2000. évben, 816 kt/év-et 2005 évben és 653 kt/év-et 2010 évben) (KTM, 1995). 3.4 táblázat SOx kibocsátási határértékek egyes országokban, mg SO2/m3 (Thambimuthu, 1993) szén S tartalom határérték, súly% mg SO2/m3 meglévő erőművek mg SO2/m3 tüzelőber. nagyság, amelyre a szén S határérték vonatkozik Ausztria 200,,,1620 200,,,2000 <1 (barna szenek) <10 MW t Csehszlovákia (1992) 500,,,2500 500,,,2500 - - Finnország 380,,,2540 620,,,2540 1 <200 MW t Európai Unió 400,,,2000 - - - Lengyelország 540,,,1755 675,,,4160

- - Magyarország (Smith, 1997) 400,,,2000 Németország 400,,,2000 400,,,2500 <1 <1 MW t Olaszország 400,,,2000 400,,,2000 1 minden berendezés Spanyolország 400,,,2000 2400,,,9000 0.6 (import szén) - USA 740,,,1480 1480 - - ország új erőművek A kéndioxid kibocsátás csökkentésére néhány országban jelenleg hatályban levő határértékeket a 3.4 táblázat foglalja össze Amint az a táblázatban látható, néhány országban a kéndioxid kibocsátáson túl az eltüzelhető szén kéntartalma is korlátozva van a tüzelőberendezés nagyságától függően. A kibocsátási határértékek szigorításának következtében először a magas kéntartalmú tüzelőanyagok városi használatának korlátozásával és a kémények magasságának növelésével, majd a kénleválasztási technológiák széles körű alkalmazásával igyekeztek a levegő kéndioxid koncentrációját csökkenteni. 3.312 Kéndioxid környezetre gyakorolt

káros hatása A levegő kéndioxid koncentrációja nagyon megemelkedhet a kibocsátó forrás közvetlen környezetében. Ez a lokális hatás az emberi egészséget a légzőszerveken keresztül károsítja. A kéndioxid kibocsátás regionális hatása azonban jóval komplexebb a lokálisnál. Akár a kibocsátó forrástól nagy távolságban is, az emberi egészségre káros kéndioxid koncentrációnál már jóval kisebb is káros lehet a környezetre. Egy sor nehezen mérhető folyamaton keresztül a kéndioxid reagálhat különböző fotokémiailag 2termelődött oxidánsokkal, amely során szulfát (szulfát ionokat – SO4 – tartalmazó) aeroszolok keletkezhetnek. Ezek aztán nedves ülepedés (esőfelhők vagy köd) révén, vagy kisebb hatékonysággal száraz ülepedéssel a talaj, erdők és felszíni vizek - 52 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből savasodását, valamint a mesterséges tárgyak (épületek, gépek stb.) pusztulását okozzák. Bár

a talaj savasodása természetes folyamat nedves mérsékeltövi régiókban, az ember által termelt szulfát ionok okozta savasodás többlet terhelést jelent a környezetnek és ez, a természetes savasodástól eltérően nem önszabályozó folyamat. Az ökoszisztéma szempontjából a bázikus anyagok eltávolítása a talajból és az alumínium kimosódása jellemzi a savas ülepedés okozta kulcs folyamatokat. Főleg a művelés alá nem vont területek vannak kitéve veszélynek, mert ott a savasodást nem ellensúlyozzák különféle beavatkozásokkal. A talaj savasodásának hatása lehet mind a növények egészségére mind a rajta keresztül folyó víz kémiai összetételére. A növényekre gyakorolt káros hatások kutatása az erdők pusztulására koncentrált, miután Európában és Észak-Amerikában addig nem tapasztalt típusú erdő károsodást észleltek. Megállapítások szerint a károsodott erdők többnyire olyan területeken fekszenek, amelyekre

számottevő mennyiségben érkeznek légköri szennyezőanyagok és ahol ezek ülepedése jelentős. Bár egyenlőre nincs egyetértés a kutatók között az okokat illetőleg, az tisztázottnak látszik, hogy szulfát ionok más légköri szennyezőanyagokkal és természeti tényezőkkel együtt szerepet játszanak az erdők pusztulásában. Felszíni vizek savasodása szintén természetes folyamat, de a tavak savasodásának felgyorsulása több helyen egybeesett az ipari fejlődés fellendülésével. Rendelkezésre álló bizonyítékok szerint emberi tevékenységből származó kibocsátások, és azok közül különösen a kénoxidok emissziója az okozója a felszíni vizek savasodásának Európában és Észak-Amerikában. Néhány esetben a savasodás együtt jár a legtöbb hal és majdnem az összes puhatestű kiveszésével. A kis mennyiségben keletkező SO3 a NO leválasztásra használt katalizátorokat károsítja. 3.313 Kéndioxid keletkezése tüzelés során

Fosszilis tüzelőanyagok kéntartalma azoknak a szerves anyagoknak a kéntartalmától függ amiből keletkeztek és így jelentős eltérést mutat lelőhely szerint. Ezek a tüzelőanyagok (beleértve a szenet, olajat és kisebb mértékben a földgázt is), szervetlen (pirit) és szerves kenet is tartalmaznak (3.25 ábra) A szén kéntartalma széles értékek között változhat; lehet kevesebb mint 0.5 súly%, de 10%-nál több is, habár a legtöbb szén kéntartalma a 0.53%-os tartományba esik A kén a szén égése során szabadul fel és többnyire SO2-vé oxidálva a füstgázzal kerülhet az atmoszférába. Kis mennyiségben SO3 is keletkezik, de ez általában csak a kénkibocsátás 1.2%-át adja Bár egy kis része a kénnek a hamuban marad (általában kevesebb mint 10%, főleg a hamu alkáli tartalmától függően), a kénkibocsátás arányos a szén kéntartalmával. K én szerveskén szervetlen kén piritkén szulfátkén 3.25 ábra Tüzelőanyagok

kéntartalmának összetétele A nehézolajok, lepárlási maradékok kén tartalma általában 2.4% körül van Földgáz kéntartalma általában nagyon alacsony és egyes lelőhelyeken H2S formában fordul elő. A földgázt könnyen meg lehet tisztítani kéntartalmától és így néhány mg/m3 - 53 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből koncentrációt lehet elérni. A földgáz szagosítására viszont kén tartalmú anyagot – merkaptánt – használnak, ami megemeli a kéntartalmat 10.20 mg/m3-re A kén égése az alábbi reakcióegyenlet szerint zajlik: S + O2 32 SO2 g g g + 32 64 mol mol mol azaz 1g kénből 2g kéndioxid keletkezik és a fajlagos keletkező kéndioxid mennyiséget a következő módon lehet számítani, ha leválasztás nincs és a keletkező kéntrioxid mennyiségét elhanyagoljuk, valamint feltételezzük, hogy a tüzelőanyag teljes kéntartalma részt vesz az oxidációban: fSO2 = 2000 ⋅ S [g / MJ] Htü ahol: S a

tüzelőanyag kéntartalma [kg/kg], H tü a tüzelőanyag fűtőértéke [MJ/kg] Minthogy szokásos szén esetében S = 1.3% és Htü =1012 MJ/kg fSO2 ≅ 2 − 5 g MJ lepárlási maradék, gudron esetén S =2-4%, H tü ≅ 40 MJ/kg fSO2 ≅ 1 − 2 g MJ Háztartási szeneket magasabb fűtőérték és hasonló kéntartalom jellemzi, ezért azokból keletkező kéndioxid fajlagos értéke kisebb. Így számítva a keletkező kéndioxid mennyiségét, azonban nem kapunk pontos eredményt, mert a kéntartalomnak egy részéből kéntrioxid keletkezik, így elvileg annak a mennyiségét le kellene vonnunk a fenti képletből. Az elhanyagolás azért lehetséges, mert a keletkező kéntrioxid mennyisége nem jelentős és a számolást nagyon leegyszerűsíti. Környezetvédelmi szempontból a két kénoxid tárgyalása együtt lehetséges, mert mindkettő szennyező és hatásukkal nem kell ily módon külön-külön foglalkoznunk. A kéntrioxid részaránya főleg

tüzeléstechnikai és korrózióvédelmi szempontból érdekes. Kéntrioxid az alábbi módon keletkezik, a kéndioxid néhány százalékának további oxidációjával: SO2 + 1 O2 = SO3 2 Egyensúly esetén az - földgáztüzelésnél: - olajtüzelésnél: - széntüzelésnél: SO3 arány különböző tüzelőanyagokra a következő: SO3 + SO2 0.205%, 4.6%, 1.53%, de esetenként ennél magasabb értékek is előfordulhatnak. Még egyensúlyi állapotban is kicsi lenne az SO3 részaránya, de a valóságban a keletkező kéntrioxid még kevesebb, mert az egyensúly lassan áll be és a kazánokban gyakran az egyensúly kialakulásához kevés a gáz tartózkodási ideje. A reakció - 54 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből lezajlásakor már hő nem termelődik, ami a hőmérséklet csökkenésével jár együtt a kazánban és ami így a reakció sebességét csökkenti. A gáz tartózkodási ideje szempontjából a kazán második huzamának vége felé

állhatna be az egyensúly, de ott már a hőmérséklet túl alacsony és a lelassult reakció miatt az egyensúly mégsem képes beállni. A kazánból való kilépés után a hőmérséklet már olyan alacsony, hogy a reakció befagy, azaz már egyáltalán nem játszódik le. Az SO2 és SO3 aránya a füstgázban függ a tüzelés közbeni megkötődéstől, azaz a hamu bázikus anyagtartalmától (bázicitási számától). Mivel az SO2 gyenge, az SO3 erős sav anhidridje, az SO3 könnyebben kötődik bázikus anyagokhoz, így a füstgázban mérhető részaránya kisebb. Magasabb kéntartalmú szenek esetén a kéntrioxid aránya még kisebb lesz. Kéntrioxid keletkezhet a következő módon is olajtüzelés esetén: 2NO + SO2 N2O + SO3 A füstgázban mérhető kis N2O csak így keletkezhet. A reakció visszafelé csak redukálószer jelenlétében megy végbe. A keletkező kéntrioxid és az összes keletkező kénoxidok aránya függ a légfeleslegtényezőtől is (3.26

ábra), hiszen az oxigén koncentráció növekedése növeli a kéndioxid továbboxidálódásának esélyét. Amint említettük a tüzelőanyag kéntartalma különböző szerves vagy szervetlen vegyületekhez kapcsolódik (3.25 ábra) Minthogy főleg a szerves vegyületekhez kapcsolódó kén ég el a tüzelés során és jut a füstgázba, csak annak részarányával kellene számolnunk a kéndioxid meghatározásánál. A szervetlen vegyületekhez (hamualkotókhoz) kapcsolódó kén többnyire a hamuban marad és azzal távozik a tűztérből. Kis mértékben a szervetlen piritkén is bekerülhet a füstgázba, ha a piritből égetés kiég a kéntartalom ( Fe + S  Fe + SO2 ). Még ennél is kisebb arányban a szulfát kén is bekerülhet termikus bomlás következtében a füstgázba. A tüzelőanyag szerves kéntartalmából sem mind jut a füstgázba, mert a belőlük keletkező kéndioxid esetleg helyben meg is kötődhet a hamuban. A hamuban való megkötődésre a

hamu bázicitási számának van erős befolyása. A bázicitási szám azt fejezi ki, hogy az összes hamutartalomból mennyi a Ca, Mg, K, Na vegyületek részaránya. Ha ezen vegyületek részaránya csak néhány százalék, akkor a szerves kéntartalom döntő többsége a füstgázba kerül. Viszont magas bázicitású hamu esetén (amely lehet akár 30%-os is), a kéndioxid egy része megkötődik a hamuban és a hamu-kéntartalom megnő a füstgáz-kéntartalom pedig lecsökken. - 55 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből 6 % SO3 SO x 5 olaj 4 3 szén 2 földgáz 1 0 1 1.1 1.2 1.3 1.4 1.5 16 17 légfelesle 3.26 ábra A légfeleslegtényező hatása a keletkező kéntrioxid mennyiségére Azt, hogy melyik összetevő pontosan milyen arányban kerül a füstgázba a tűztéri jellemzők, tüzelőanyag összetétel stb. befolyásolják, ezért a szén éghető kéntartalmának ismerete (Sé) csak közelítő tájékoztatást ad. Mérési eljárások

szabványosításával lehetne pontosabb meghatározást elérni. Gyakorlatban úgy számolhatunk, hogy a kéndioxid keletkezésének ( fSO 2 ) számításánál az éghető kéntartalmat ( S é ) vesszük figyelembe és a kibocsátás számításánál a természetes leválasztódásba ( εt ) vesszük bele a hamu bázicitásának hatását. Ez megfelelően pontos értékeket ad a kibocsátást illetőleg Elvileg számolhatjuk a fajlagos keletkezési tényezőt a teljes kéntartalommal is, de akkor természetes leválasztásként kell figyelembe vennünk a hamuban maradó szervetlen (pirit, szulfát) kenet is. 3.32 Erőművi kéndioxid kibocsátás csökkentő módszerek Magyarország 1987-ben csatlakozott azon országokhoz amelyek vállalták, hogy kéndioxid emissziójukat, vagy a határon keresztüli kéndioxid transzportjukat 30%-al csökkentik 1993-ig az 1980-as szintet véve alapul. Magyarország a vállalt kötelezettségnek eleget tett. Az újabb 1994 évi Jegyzőkönyv

Magyarország számára további 40.5060%-os csökkentéseket ír elő 2000, 2005 és 2010 évi határidőkkel az 1980. bázis évhez képest Ahhoz, hogy eleget lehessen tenni a vállalt kötelezettségeknek az erőművi kéndioxid kibocsátást is csökkenteni kell alacsony határértékek törvénybe iktatásával. Új szén- és lignittüzelésű erőművek esetén a kénoxidok kibocsátása nem haladhatja meg Magyarországon a 2000 mg SO2/m3-t 50100 MW th teljesítményű tüzelőberendezések esetén. 500 MW th-nál nagyobb berendezések esetén a határérték 400 mg SO2/m3, míg 100 MW th és 500 MW th között a kibocsátási határérték arányosan csökken. 50 MW th és 100 MW th közötti olajtüzelésű kazánok esetén a kéndioxid emissziónak nem szabad meghaladnia a 1700 mg SO2/m3, 500 MW th-nál nagyobb teljesítménynél pedig a 400 mg SO2/m3. 100 és 500 MW th között a határérték lineárisan csökken. Gázturbinákra a határérték - 56 - 3.

Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből minden teljesítmény kategóriára 115 mg SO2/m3 (Smith, 1997). Jelenleg már üzemelő erőművekre 2004 január 1.-ig moratórium van érvényben2 Az 1993 előtti nagymértékű országos kéndioxid kibocsátás csökkenés úgy következett be, hogy az erőművek kibocsátását nem kellett drága füstgázkéntelenítő technológiával csökkenteni. Az újabb még szigorúbb határértékek viszont már megkövetelik ezen technológiák alkalmazását. Az eddigi emisszió csökkenésnek az alábbi fő okai voltak 1980 és 1993 között: ♦ nagymértékű energiahordozó váltás, elsősorban a villamosenergiai-iparban, majd a lakossági felhasználásban is előbb szénről olajra, majd fokozottabban földgázra való átállás, ♦ fosszilis tüzelőanyagok részarányának csökkenése a villamosenergiatermelésben (a Paksi Atomerőmű belépése a villamosenergia-rendszerbe), ♦ a gázolaj és más kőolaj lepárlási

termékek kéntartalmának fokozatos csökkentése, ♦ az ipari termelés számottevő visszaesése. Az erőművekre vonatkozó alacsony kibocsátási határértékek hatályba lépésével Magyarországon már sok esetben szükség lesz változtatásokra. Erőművekben a kéndioxid kibocsátás sok tényezőtől függ és számos módszer alkalmas az emisszió csökkentésére. Az emisszió csökkenthető az alábbi módszerek alkalmazásával: ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ tüzelőanyag helyettesítéssel, kiváltással alacsony kéntartalmú szén használatával magas kéntartalmú tüzelőanyagok tisztításával kéndioxid természetes leválasztódásával, ill. annak elősegítésével (tüzelési technológiák) kéndioxid füstgázból, szintézis-gázból történő leválasztásával Tüzelőanyag helyettesítés hatékony módszer lehet, de erre nem mindig van lehetőség, alternatív tüzelőanyag hiányában, vagy a technológia alkalmatlanságából fakadóan. Minthogy ez

minden esetben egyedi vizsgálatot igényel, itt ezzel a módszerrel a továbbiakban nem foglalkozunk. Alacsony kéntartalmú szén használatakor a szállítási költség megnövekedésével kell számolni. Magyarországon egy ilyen váltás feltehetőleg import szén vásárlásával történhetne. Ez főleg gazdaságossági kérdés, ezért ezt a lehetőséget részletesebben nem vizsgáljuk. Magas kéntartalmú tüzelőanyag tisztítására is sor kerülhet. Olaj esetén probléma merülhet fel ezzel kapcsolatban, mert a legegyszerűbben az olaj a finomítóban lenne tisztítható, ez azonban nem érdeke az üzemeltetőnek. Szén esetén kisebb a probléma, hiszen ma már a szénbányák az erőmű társaságok tulajdonában vannak, így a szén tisztítását el tudják maguk végezni. Viszont a szénből való kéneltávolítás költséges és rossz hatásfokú. A természetes leválasztódás inkább csak magas hamutartalmú és ezen belül magas bázicitási számú

szeneknél jelentős. Mivel nem kíván beavatkozást, ez a legolcsóbb kéndioxid emisszió csökkentő módszer. A természetes leválasztódást elő lehet segíteni kénleválasztó adalékanyagok, úgynevezett szorbensek tűztérbe adagolásával. Ez elsősorban fluidágyas tüzelés esetén lehetséges Ez a technológia versenyképes alternatívája a jelenlegi szénportüzelésű kazánoknak. Nagy mértékű 2 Az idézett előírások még nem léptek hatályba és már többször lettek módosítva. Újabb módosítás után a moratórium határideje 2005 január 1. - 57 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből (>90%) kénleválasztás érhető el vele. A szénportüzelésű kazánoknál kénmegkötő szorbens befúvása lehetséges, de ez kisebb hatásfokkal köti meg a kéndioxidot. Füstgázkéntelenítő technológiák az összes közül a legdrágábbak, de előnyük, hogy meglévő berendezéseket is fel lehet szerelni velük. Magas kénleválasztási

fokot lehet elérni velük. 3.321 Magas kéntelenítés) kéntartalmú tüzelőanyagok tisztítása (tüzelés előtti Ezek a módszerek azt a célt szolgálják, hogy a kén ne is kerüljön a tűztérbe, hanem már előbb el lehessen távolítani a tüzelőanyagból. Földgáz kéntartalmának eltávolítása nem jelent gondot, mert az H2S formájában van többnyire jelen. A szagosításra használt merkaptán kéntartalmánál fogva mindenképpen visz be kenet a tűztérbe, de mennyisége igen csekély. A nehézolajokból is el lehet távolítani a kén nagy részét még az olajfinomítóban. Először magas hőmérsékletre melegítik fel H2 közegben az olajpárlatot, a gőzök kéntartalma a hidrogénnel reagál és H2S keletkezik. A H2S-t kiválasztva elvezetik egy reaktorba, ahol Clauss módszerrel nagytisztaságú elemi kenet nyernek belőle 300.400°C-on Ehhez azonban nagy koncentrációjú H2S gáz kell A Clauss eljárás a következő reakció szerint működik:

2H 2S + SO2 2H 2O + 3S A finomítók igyekeznek növelni a fehértermékek (könnyű olajok) részarányát krakkolással. Ezáltal viszont a fehértermékekbe több kén kerül és a lepárlási maradékok – amelyek erőműben tüzelőanyagként kerülnek felhasználásra – kéntartalma is nő. Az olajfinomítók a krakkolók katalizátorainak védelme miatt választják ki a kenet (a kén katalizátor méreg, tönkreteszi a szerkezetét). Azokból az olajokból, melyeket nem krakkolnak a kenet nem vonják ki, mert a finomítónak nem fűződik ehhez anyagi érdeke, bár ez olcsóbb kéneltávolítást jelentene, mint a tüzelés utáni kénleválasztás. A szén kéntartalma csak fizikai módszerekkel a hamutartalommal együtt távolítható el. Az őrölt szén mosásánál a szenet és hamut sűrűség szerinti választják szét, mert a nagyobb sűrűségű hamu lesüllyed. A mosással azonban a szén nedvességtartalma megnő (elsősorban barnaszén és lignit esetén,

amelyek jó nedvszívók) fűtőértéke pedig lecsökken. Ez az eljárás költségigényes, ráadásul a szén éghető tartalmának egy része is eltávozik a hamuval együtt (kb. 1015%), miközben a kén többsége a szénben marad (kb. 2030% kéneltávolítást lehet így elérni) 3.322 Kéndioxid kibocsátás csökkentése természetes leválasztódással és annak elősegítése tüzelési technikákkal (tüzelés közbeni kénleválasztás) Azt, hogy a keletkező kéndioxidból ( fSO2 ) mennyi kerül a füstgázzal a környezetbe 3.1 pontban leírtaknak megfelelően a természetes leválasztódás és mesterséges leválasztás foka határozza meg: ESO2 = Q" tü ⋅ fSO2 ⋅ (1− ε ) 1− ε = (1− ε t) ⋅ (1− ε b ) Természetes leválasztódás szén esetében mindig előfordul, mert a kén egy része a hamuban marad (szervetlen kén). Ezen felül a hamu mindig tartalmaz bázikus - 58 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből anyagokat, amelyek a

kéndioxid megkötésére alkalmasak. A szén hamuja jelentős százalékban tartalmazhat Ca-t CaCO3-ból keletkező CaO formájában és mivel a Ca tartalom és kénmegkötés között egyértelmű kapcsolat van az ilyen fajta megkötődés nagy mértékben csökkentheti a kéndioxid kibocsátást. A szénportüzelés azonban nem kedvez ennek a természetes leválasztódásnak, mert egyrészt a Ca tartalmú hamu is csak rövid ideig tartózkodik a tűztérben másrészt a hőmérséklet is túl magas. Szénportüzelésnél mészkő befúvatásával meg lehet ugyan növelni a Ca tartalmat a tűztérben, de az is nagyon gyorsan kijut onnan és ezért csak egy töredéke tud kenet megkötni, alacsony leválasztási hatásfokot tudunk csak elérni vele. A szükséges Ca mennyiség 58 szorosa az elméletileg szükségesnek (Ca/S=5.8) Mindamellett kénmegkötés növekedést el lehet érni ezzel a módszerrel viszonylag kis beruházási költség árán. A fő problémát a magas

üzemeltetési költség jelenti, mert rengeteg jó minőségű mészkövet fogyaszt. A Ca tartalom jobb hasznosítása érdekében minél alacsonyabb hőmérsékletű helyre kellene beporlasztani, de ez a tartózkodási időt csökkenti (a kazán vége felé vannak az alacsonyabb hőmérsékletű helyek). Ráadásul a mészkő csökkenti a hamu olvadáspontját is, ezért magas hőmérsékletű helyekre befújva salakosodási problémát okozhat. A mészkőport a lángba fújva lángstabilitási problémák léphetnek fel, mert a mészkőpor elzárja az éghetőanyagokat az oxigéntől, ezáltal megnövekedhet a hamu éghető tartalma (romlik a kazánhatásfok). A pernyeleválasztót is túl kell méretezni, hogy le tudja választani a megnövekedett szálló szilárdanyag mennyiséget. Mivel nagy mennyiségben keletkezik környezetre káros CaSO3 (nincs ideje tovább oxidálódni ártalmatlan CaSO4-é), elhelyezése a vele szennyezet pernyének különleges, talajvíztől szigetelt

depóniákban lehetséges csak. Ezeket a problémákat el lehet kerülni ha a mészkővel történő tüzelés közbeni kénleválasztást fluidágyas tüzelésnél alkalmazzuk. Fluidágyas tüzelésnél az égési levegőt a tűztér alján befújva lebegtetett állapotban tartják az ágyanyagot alkotó port a tűztérben. A por túlnyomó többsége (kb 98%) inert anyag, ami lehet homok, vagy a szén égésből visszamaradt és felhalmozódott hamu. A szenet ebbe az úgynevezett fluidágyba adagolják és az szintén lebegtetett formában elég. Nyugvó fluidágyak esetén az ágyanyag a tűztér alján 1.15 m vastag rétegben lebeg, cirkulációs fluidágyas tűztérben viszont a füstgázzal együtt a tűztér teteje felé fölfelé áramlik a magasabb gázsebesség következtében és a tűztérből való kilépés után egy ciklonban leválasztódik. A leválasztott ágyanyagot visszajuttatják a tűztérbe (327 ábra) Ezen technológia előnye abból fakad, hogy a hamu sokáig

képes a tűztérben maradni, a hőmérséklet pedig optimális (850°C) a leválasztódás szempontjából. Ráadásul fluidágyban a hamu nagy mennyiségben van jelen, így a Ca koncentráció is magasabb, azaz a kéndioxid nagyobb valószínűséggel képes megkötődni A Ca koncentrációt tovább lehet növelni mészkő adagolással. A fluidágyba ezért külön mészkövet (CaCO3) vagy dolomitot (CaCO3.MgCO3) adagolnak a kén megkötésére. A szén CaCO3 tartalmához hasonlóan a külön adagolt mészkőnek is előbb CaO-dá kell átalakulni, hogy képes legyen reagálni kéndioxiddal kalciumszulfát keletkezése mellett. Elvileg lehetséges a kéndioxid direkt megkötése is, de ez olyan lassú a fluidágyas tüzelés hőmérsékletén, hogy az ily módon megkötött kéndioxid mennyisége jelentéktelen. Szénportüzelésű kazánokban a direkt kéndioxid-megkötés jelentősebb. 1 CaCO3 + SO2 + O2 = CaSO4 + CO2 2 - 59 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből

ágyanyag-leválasztó ciklon Szén M észkõ cirkulációs fluidágy redukáló zóna szekunder levegõ prim er levegõ levegõ ágyanyag visszajuttatás a tûztérbe és friss szén, m észkõ betáplálás 3.27 ábra Cirkulációs fluidkazán elvi kapcsolási sémája Ennél jóval jelentősebb fluidágyakban az indirekt folyamat a kénmegkötés szempontjából, amikor a mészkő először kalcinálódik hő hatására és a belőle keletkező kalciumoxid köti meg a kéndioxidot. A kalcinálódás a következő reakció szerint zajlik: hő CaO + CO2 CaCO3  A keletkező széndioxid eltávozik a szemcséből és ezáltal sok pórust hoz létre benne illetve a korábban meglévőket megnagyobbítja. Ennek következtében a visszamaradó kalciumoxid porózus szerkezetű lesz és ezáltal nagy reaktív felületet biztosít a kéndioxid megkötéséhez, a szulfátizációhoz (3.28 ábra) C O 2 felszabadulás C aS O 4 réteg eltöm ia pórusokat C O2 SO2 SO2 C O2 F riss m

észkõ szem cse K alcinálódott m észkõ szem cse K ialakult szulfát réteg a m észkõ szem csén 3.28 ábra SO2 megkötődése mészkő szemcsében A keletkezett CaO szemcse pórusaiba a kéndioxid bediffundál és ott meg tud kötődni. A keletkező kalciumszulfát moláris térfogata azonban 27 szer nagyobb mint a kalciumoxidé és 1.25-szerese az eredeti kalcium karbonáténak (Sarofim, Goel és Morihara, 1994). Ez azt jelenti, hogy a pórusokat a keletkező CaSO4 hamar el fogja tömni, hacsak az eredeti mészkőszemcse nem volt nagyon porózus, vagy nem tartalmazott nagyobb mennyiségben MgCO3-t (dolomit esetében a MgCO3 kalcinálódásával többlet pórusok keletkeznek, viszont a magnéziumoxid olyan lassan reagál a kéndioxiddal, hogy gyakorlatilag inertnek tekinthetjük. Ezért a keletkezett többlet pórus több helyet hagy a CaO-val történő reakcióra (Basu és Fraser, 1991)). - 60 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből A szulfátizáció

kéndioxid esetén két, kéntrioxid esetén egy lépesben zajlik. Először a CaO a kéndioxid megkötésével kalciumszulfittá, majd további oxidációval kalcium szulfáttá alakul. Míg a kalciumszulfit vízben oldódó addig a kalciumszulfát stabil, tulajdonképpen inert anyag. Minthogy a fluidágy hamuja a környezetben kerül tárolásra, arra kell törekedni, hogy kalciumszulfit tartalma minimális legyen és az ezen keresztüli talajvízbe való kioldódás elkerülhető legyen. A kéntrioxid megkötődésének reakciója csak néhány nehézfémsó katalizáló szer segítségével megy végbe (Basu és Fraser, 1991). CaO + SO2 CaSO3 CaSO3 + 1 O2 CaSO4 2 vagy CaO + SO3 CaSO4 Bár sztöchiometriailag egy kéndioxid molekula megkötéséhez elegendő lenne egy CaCO3 molekula (Ca/S=1), a pórusok eltömődése miatt a mészkőszemcse belseje szinte mindig kihasználatlan marad. Ebből következően a legkedvezőbb tüzelési viszonyok esetén sem igen lehet 1.4

Ca/S-nél kisebb aránnyal 90%-os kénmegkötést elérni (pl. cirkulációs fluidágyas tüzelés esetén kisebb mészkőszemcse alkalmazása) A gyakorlatban ez azt jelenti, hogy a fluidágyban állandóan magas CaO feleslegnek kell lenni és így a kéndioxid már keletkezésének pillanatában képes megkötődni. A kalciumoxid-szemcse pórusainak eltömődésén túl a mészkőkihasználást rontja az a tény is, hogy az ágyból folyamatosan elvezetendő hamu tartalmazhat még el nem reagált CaO-t is. Ennek visszajuttatása a tűztérbe csökkentheti a mészkőigényt Cirkulációs fluidágyas tüzelésnél a CaO tartózkodási ideje hosszú, ráadásul jól és hosszabb ideig tud elkeveredni a gázzal és így nagyobb az esély a reakció létrejöttének (Amíg a nyugvó fluidágyas kazánoknak csak az alsó 1.15 m-es szekciójában van ágyanyag és benne CaO, addig a cirkulációs fluidágyban az ágyanyag együtt áramlik a gázzal a tűztér tetejéig, ami lehet 40 m magas

is, megnövelve lényegesen a reakció valószínűségét. A tűztér után ráadásul az ágyanyagot ciklonnal leválasztják és visszajuttatják a tűztér aljára, így az el nem, vagy csak félig elreagált CaO ismét köthet meg kéndioxidot. Ehhez adódik még az, hogy a cirkulációs fluidágyba adagolt mészkő-szemcse kisebb átmérőjű lehet, mint amilyent a nyugvó fluidágy megkíván. A kisebb szemcsék nagyobb reakciófelületet biztosítanak és a belső – el nem reagált CaO-t tartalmazó – mag kisebb lesz bennük.) Ezért cirkulációs ágyban kisebb CaO koncentráció is elegendő ugyanolyan leválasztás eléréséhez és ezáltal, valamint a szemcsék jobb kihasználása által, a leürített ágyanyag (hamu) CaO tartalma (a berendezés CaO vesztesége) és a szükséges Ca/S arány is alacsony lesz. Bizonyos esetekben viszont a már egyszer megkötött kéndioxid újra felszabadulhat a keletkezett kalciumszulfát redukciója révén. Ez olyan fluidágyas

tüzelés esetén lehetséges, ahol az égési levegőt több fokozatban vezetik be és ahol emiatt redukáló zónák (magas CO koncentrációval) alakulhatnak ki. Cirkulációs fluidágyas tüzelés esetén ez az eset szinte mindig fennáll, mert ott a tűztér alsó szekciója szubsztöchiometrikus viszonyok között üzemel. A szükséges égési levegőnek csak mintegy 40.80%-át vezetik be a tűztér alján primer (fluidizáló) levegőként, majd a maradékot és a légfelesleget a tűztér felsőbb részén. A tűztér redukáló zónájában a fordított szulfátizáció az alábbi reakciók szerint zajlik: - 61 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből CaSO4 + CO CaO + SO2 + CO2 CaSO4 + 4CO CaS + 4CO2 CaO + SO2 CaS + 3 O2 2 Az első reakció számára nagyon magas hőmérséklet lenne kedvező, mégis képes lezajlani a fluidágyas tüzelés hőmérsékletviszonyai között (850.900°C) magas CO koncentráció esetén. Ebből következően a cirkulációs

fluidágyakra jellemző lépcsőzetes levegőbevezetés (többfokozatú égetés), kedvezőtlenül befolyásolja a kénleválasztást. Fluidágyas tüzelés közbeni kénleválasztás hatásfoka függ sok tényezőtől, amelyek közül a legfontosabbak az alábbiak: ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ ♦ tűztérhőmérséklet, ágysűrűség és cirkulációs fluidágynál ágyanyag cirkulációs ráta, a betáplált Ca aránya a szén kéntartalmához (Ca/S arány), fluidtüzelés fajtája (nyugvó vagy cirkulációs), gáz tartózkodási ideje a tűztérben (tűztérmagasság), tűztér kialakítása, szekunder (esetleg tercier) levegő aránya, bevezetési magassága, légfeleslegtényező nagysága, ágyanyag tartózkodási ideje a tűztérben és ciklon leválasztási fok, tűztérnyomás (nyomásalatti fluidágyas tüzelés esetén) és CO2 koncentráció a tűztérben, adalékanyag, szorbens összetétele, pórusainak méreteloszlása, szorbens szemcsemérete, szén összetétele

és karakterisztikája. A tűztérhőmérséklet a szorbens reaktivitásán keresztül tudja befolyásolni a kénmegkötést. A reaktivitás a hőmérséklettel együtt növekszik és 800850°C körül éri el maximumát. E feletti hőmérsékleten a szorbens reaktivitása csökkent, mert a szulfátizáció sebessége megnövekszik és a keletkező szulfát gyors ütemben eltömi a pórusokat, meggátolva a szorbens további hasznosítását. A hőmérséklet további növekedése a fordított szulfátizációnak is kedvez már, ami tovább csökkenti a kénmegkötést (3.29 ábra) 3.29 ábra Kénmegkötődés fluidágyas tüzelés során különböző hőmérsékleteken (Beér, 1993). c= cirkulációs fluidágy; b= nyugvó (buborékos) fluidágy Az ágysűrűség befolyását a kénmegkötésre még nem bizonyították egyértelműen. Egyes kísérletek a kénmegkötődés növekedését mutatták a cirkulációs ráta és az - 62 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás

tüzelésekből ágysűrűség növekedésével, következménye lehet. ami a gáz és ágyanyag jobb keveredésének ε szorbens veszteség 1 1 szorbens/szennyezõanyag [C a/S] 3.30 ábra A Ca/S arány hatása a szorbens felhasználásra A beadagolt mészkő mennyiségének hatását a korábbiakban már részben elemeztük. A kénmegkötés növekszik a Ca/S arány növekedésével ahogy az a 330 ábrán látható. Nyugvó fluidágy nagyobb Ca/S arányt követel meg ugyanakkora kénleválasztás eléréséhez mint egy cirkulációs fluidágy. Ez egyrészt a betáplált mészkő-szemcse nagyobb méretéből, másrészt a rosszabb gáz-szilárd keveredés miatti nagyobb Ca felesleg igényből fakad. A Ca/S arány általában 2 és 4 között van nyugvó fluidágyas tüzelésnél és 1.422 cirkulációs fluidtüzelésnél A szükséges Ca/S arányt befolyásolja még a szén kéntartalma, a mészkő tulajdonságai és a megkívánt kénleválasztás mértéke. A

kéndioxidot tartalmazó füstgáz fluidágyban való tartózkodási idejének erőteljes hatása van a kénmegkötődésre. A mészkőszemcse sokkal lassabban reagál el mint a szén, ezért a szén égése (és vele együtt a kéndioxid keletkezése) nincs összhangban a kén megkötésével. Egy 30 mm átmérőjű lignit részecske teljes kigázosodása és elégése 10.30 perc alatt megy végbe 850°C-on (oxigén koncentrációtól függően) A mészkő kalcinálódásához viszont akár 40 perc is szükséges, a szulfátizáció pedig eltarthat akár órákig is (a szemcse méretétől és tulajdonságaitól függően) (Basu és Fraser, 1991). A kénmegkötődés annál jobb minél hosszabb ideig tartózkodik a fluidágyban, ahol a leválasztás történhet. Nyugvó fluidágynál ez az idő viszonylag rövid (max. 15 s), cirkulációs fluidágynál hosszabb (410 s) Kénleválasztás inkább csak a másodlevegő bevezetés felett történik a cirkulációs fluidágyban, mert ez

alatt a szint alatt a CO koncentráció magas és ez kedvez a fordított szulfátizációnak. Bár a leválasztási fok növekszik a cirkulációs tűztér magasságának növelésével, a javulás exponenciálisan csökken, mert a reakció sebessége függ a kéndioxid koncentrációjától, ami pedig a tűztér teteje felé csökken (3.31 ábra) A lépcsőzetes levegőbevezetés hatását a cirkulációs fluidágy kénmegkötésére már vizsgáltuk. A kénmegkötés annál magasabb minél nagyobb a primerlevegő aránya a szekunder levegőhöz képest, mert annál kisebb a CO koncentráció az alsó szekcióban. Továbbá, ha megnöveljük a légfeleslegtényezőt ugyanakkora szekunder/primer levegőaránynál, a szénmonoxid koncentráció szintén csökkenni fog a redukáló zónában. A kisebb CO koncentráció csökkenti a fordított szulfátizációval felszabaduló kéndioxid mennyiségét. A szekunderlevegő bevezetése minél alacsonyabban történik a tűztérbe annál jobb

kénmegkötést lehet elérni, mert annál kevesebb kalciumszulfát fog tartózkodni a redukáló zónában. E légfelesleg tényezőnek - 63 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből hatása van még a kalciumszulfit oxidációjára. Kisebb légfeleslegtényezőnél az ágyanyag kalciumszulfit tartalma nagyobb lesz. 3.31 ábra A gáz tartózkodási idejének hatása a kénmegkötésre A szilárdanyagok tartózkodási idejének a szorbens felhasználásra van hatása. Minthogy a szulfátizáció egy lassú folyamat, a szorbensnek hosszú ideig kell tartózkodnia a tűztérben a jó kihasználáshoz. A szorbens tartózkodási idejét a ciklon leválasztási foka befolyásolja. Megfelelően kiválasztott ciklon csak a nagyon apró frakciójú szorbenseket engedi át és a nagyobb részecskék tartózkodási idejét nem befolyásolja. Ezek addig tartózkodnak a tűztérben amíg az ágyanyag egy részével le nem ürülnek a tűztér alján levő ürítővezetéken

keresztül. A leürített anyagáram annál nagyobb minél magasabb a szén hamutartalma (magasabb hamutartalom esetén az ágyanyag mennyisége gyorsabb mértékben növekszik a tűztérben és ezért több ágyanyagot is kell mindig leengedni) és mivel feltételezhetjük, hogy az ágyanyagban a szorbens eloszlása egyenletes, a több leürített ágyanyaggal több még teljesen el nem reagált szorbens is távozhat. A tűztérnyomásnak elsősorban az úgynevezett nyomásalatti fluidágyas tüzelésnél van jelentősége, ahol a fluidágyas tűztér 10.30 bar nyomáson üzemel Magasabb nyomáson és ebből fakadóan magasabb CO2 koncentráció esetén a mészkő kalcinálódásához magasabb tűztérhőmérséklet kellene. Minthogy a hőmérséklet emelése nem lehetséges a mészkő nem alkalmas kénmegkötésre nyomásalatti fluidizáció viszonyai között. E helyett dolomitot alkalmaznak szorbensként, ami magasabb CO2 koncentráció mellett is kalcinálódik. Nyomásalatti

cirkulációs fluidágyakban azonban elképzelhető mészkő alkalmazása is, mert a szekunder levegőbevezetés alatti részben (redukáló zónában) a CO2 koncentrációja alacsonyabb és így a mészkő kalcinálódása elképzelhető. A tűztér alsó szekciójában kalcinálódott szorbens aztán a felsőbb részeken már képes a szulfátizációra. A szükséges szorbens mennyisége az összetételétől is függ, azaz, hogy mennyi és milyen kénmegkötő vegyület van benne (elsősorban Ca). A Mg mennyisége a szorbens porozitását növeli kalcinálódása által. Amint fent megvizsgáltuk, nyomásalatti tüzelés esetén csak a nagy MgCO3 tartalmú dolomit használható kénmegkötésre. A szorbens egyéb tulajdonságainak – mérete, porozitása és pórus eloszlása – a szükséges szorbens mennyiségére vannak hatással. A kisebb szorbens részecskéket jobb hatásfokkal lehet kihasználni, mert a belső fel nem használt CaO mag kisebb lesz és így az elérhető

Ca/S is kisebb lesz. A fluidágy hidrodinamikája meghatározza azonban a legkisebb lehetséges szemcseméretet. Nyugvó fluidágynál például a szemcseméret nem lehet kisebb 500.1500 µm-nél, mert különben a gáz magával ragadná és kivinné a tűztérből (nagy szorbens veszteség). Ezzel szemben a - 64 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből cirkulációs fluidágy képes 100.300 µm-es szorbens szemcsékkel is üzemelni Ez az egyik fő oka annak, hogy cirkulációs fluidtüzelésnél elegendő 1.525 Ca/S, 90%-os kénlekötés eléréséhez. Ennél kisebb szorbens méretet már a ciklon frakcióleválasztási foka miatt sem lehet alkalmazni. A porozitás tekintetében viszont nem lehet egyértelmű megoldást találni. A finom porozitású (sok apró pórus egyenletes eloszlással) szorbens nagy felületet biztosít a szulfátizáció számára egységnyi tömegű szorbensben. Ugyanakkor a kis pórusok szájait a keletkező szulfát könnyen elzárja és a

belső pórusok kihasználását meggátolja. Nagy pórusokkal rendelkező szorbensnek kisebb reakciófelülete van ugyan, de a kéndioxid odajutása és leválasztása biztosított. Ezért a megfelelő szorbensben megfelelő arányban vannak kisebb és nagyobb pórusok is úgy, hogy az összes pórustérfogat nagy. A szén kén- és hamutartalma is befolyásolja a kénleválasztást. Magasabb kéntartalmú szeneknél könnyebben és olcsóbban lehet elérni magas kénleválasztási fokot, hiszen magasabb kéndioxid koncentráció esetén a szulfátizáció gyorsabban zajlik le. A hamutartalom növekedése megnöveli a leeresztendő ágyanyag és az azzal tűztérből kikerülő szorbensek mennyiségét. E mellett a hamu tartalmazhat kénmegkötő anyagokat, amik csökkentik a beadagolandó szorbens mennyiségét. 3.33 Kéndioxid füstgázból, szintézis-gázból történő leválasztása (tüzelés utáni kénleválasztás) Ha a kenet nem sikerült eltávolítani a tüzelőanyagból

a tüzelés előtt és nem sikerült megkötni tüzelés vagy elgázosítás közben, akkor az a füstgázba illetve a szintézisgázba kerül, ahonnan le kell választani. Ezek az emisszió csökkentő módszerek nem tartoznak az olcsók közé, mert a kenet így egy már felhígult, kis sűrűségű közegből kell kivonni és a nagy térfogatáramú gázok kezelése, kénmentesítése sokba kerül (nagy berendezésekre, nagy kénmegkötő anyag-feleslegre van szükség). A gáz kéntelenítési eljárásokat sokféleképpen lehet csoportosítani, itt az eljárások vízfelhasználását vettük a csoportosítás alapjául. Alapvetően a füstgáz és a szénelgázosításkor keletkező szintézis gáz is eltérő kéntelenítési eljárást kíván meg, hiszen a füstgázban a kén alapvetően SO2 formájában van jelen, míg a szintézisgázban H2S, COS vegyületek a jelentősek. Egy másik csoportosítási szempont lehetne a felhasznált kénmegkötő anyag szerinti, hiszen az

alacsony hőmérsékleten működő eljárások döntő többsége olcsó kénmegkötő anyagokat használ fel (nedves meszes füstgázmosás), míg a magas hőmérsékletű eljárások a magas kéntelenítési hatásfok eléréséhez kénytelenek drága szorbenseket alkalmazni. Ezeket a drága szorbenseket azonban regenerálni kell, hogy újra fel lehessen őket használni. Az eljárások jellemzésénél szintén fontos szempont, hogy a füstgáz és szintézisgáz kéntelenítéséből visszamaradó melléktermék illetve hulladék hogyan hasznosítható. Egyes eljárásoknál a keletkező melléktermék alkalmas nagy tisztaságú kén kinyerésére, más eljárásoknál a termék feldolgozva válik felhasználhatóvá (pl. a gipsz építőipari alkalmazása), de vannak olyan eljárások is, ahol a keletkező anyag hulladéknak, esetleg különös kezelést igénylő veszélyes hulladéknak minősül. 3.331 Nedves eljárások A nedves eljárások közös jellemzője, hogy a kén

tartalmú gáz folyékony oldószerben való abszorbeálásán alapulnak. Füstgáz tisztítás esetén a leggyakrabban használt oldószer a víz. A vízben oldott kenet aztán a vízhez adagolt mészkő vagy mésztej köti meg. - 65 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből A mészkővel működő nedves eljárások az alábbi reakciók révén kötik meg a kéndioxidot. SO2 + H 2O H 2SO3 abszorpció CaCO3 + H 2SO3 CaSO3 + CO2 + H 2O semlegesítés 1 O2 CaSO4 oxidáció 2 CaSO4 + 2H 2O CaSO4 ⋅ 2H 2O kristályosodás CaSO3 + A fenti folyamatoknál törekedni kell arra, hogy a keletkező CaSO3 minél nagyobb százalékban oxidáljon tovább CaSO4 -á, egyrészt azért mert ez kristályvíz felvételével könnyen viszonylag stabil, inert anyaggá, gipsszé kristályosodik másrészt a megfelelő tisztaságú gipsz melléktermékként értékesíthető. Ha a keletkező gipsz nem elég nagy tisztaságú és nem értékesíthető (pl. pernyével kevert és magas a

CaSO3 tartalma), akkor elhelyezéséről talajvíztől elszigetelt depóniákban kell gondoskodni azért, hogy a benne levő CaSO3 kioldódását a talajvízbe meggátoljuk. A mésztejes eljárásnál mészhidrát vizes keverékét, az úgynevezett mésztejet, használják kénmegkötésre az alábbi reakció szerint: Ca(OH )2 + SO2 + H 2O CaSO3 + 2H 2O A kénmegkötés után itt is szükség van a keletkező CaSO3 oxidálására és gipsszé kristályosítására. A 3.32 ábra egy, őrölt mészkőből készült mésziszappal működő, füstgáz mosótorony működési folyamatát mutatja be. Ezzel a technológiával 90%-nál magasabb kénmegkötés érhető el. A pernyétől megtisztított füstgáz egy előmosón keresztül lép be a mosótoronyba. Itt a felfelé áramló füstgázzal ellenáramban permetezik be a mészkőőrleményből készült mésziszapos vizet (vizes mészkő szuszpenzió). A torony magas és nagy átmérőjű, hogy a füstgáz tartózkodási ideje nagy

legyen és elégséges idő álljon rendelkezésre a reakciók lezajlásához. A vízcseppek kimossák a füstgázból a kéndioxidot és H2SO3 keletkezik majd az reakcióba lép a mészkővel. A keletkező CaSO3 tovább oxidál, gipszé kristályosodik és a torony alján összegyűlik. A mosótoronyban a füstgázban maradt pernye valamint klór és fluor vegyületek is kimosódnak. Ezeknek a szennyezőknek a mennyisége alapvetően meghatározza a keletkező gipsz minőségét és így értékesíthetőségét. A mosótoronyban felhasznált víznek a tisztítandó füstgázhoz viszonyított szükséges 3 3 mennyisége általában 8 l/m és 25 l/m között változik. Azok az eljárások, amelyek előmosót alkalmaznak a kevesebb vízmennyiséget igénylik. Mivel a kénmegkötést befolyásoló tényezők közül a legtöbb (hőmérséklet, SO2 parciális nyomása, füstgáz tartózkodási ideje, szorbens koncentrációja) adott értékű vagy csak kis mértékben változtatható, a

gáz- és folyadékfázis közötti érintkezési felület nagysága határozza meg döntő mértékben a kéntelenítést. Ezért a vizes mésziszap beporlasztásnál törekedni kell a minél kisebb cseppek és ezzel nagy reagáló felület kialakítására. Azért, hogy a túl finom cseppeket a gázáram el ne ragadja és ki ne vigye a toronyból, a mésziszap fúvókák felett vizet fecskendeznek be, ami a cseppeket a gázból kimossa. Azokat a cseppeket, amelyeket a vízfüggöny sem tudott visszatartani a torony tetején elhelyezett mechanikus cseppleválasztók választják le. - 66 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből 3.32 ábra Meszes füstgázmosó rendszer elvi kapcsolási sémája Víztakarékossági okokból és mivel a beporlasztott mésziszapnak csak egy része reagál el egyből, a torony alján összegyűlő mésziszapot legtöbbször recirkuláltatják és a torony tetején újra beporlasztják. A beporlasztás közben a CaSO3 oxidációja is és a

gipszképződés is végbemegy, de csak részben. A teljes oxidáció és gipszképződés elősegítésére gyakran az alul összegyűlő meszes CaSO3 tartalmú vízbe levegőt vezetnek be és folyamatosan keverik. Végül a keletkező vizes terméket a toronyból elvezetik és ciklonban szétválasztják a víztől, majd a besűrített gipszet egy szárítóban általában 10% nedvesség tartaloming szárítják, hogy az építőipar számára felhasználható anyagot nyerjenek. A mosótoronyból kilépő tiszta füstgáz hőmérséklete 50°C körüli, ezért újra fel kell melegíteni vagy egy, a mosótorony elől elvezetett forró füstgázzal fűtött hőcserélőben, vagy gáztüzelésű égőkkel 75-100°C-ra a kéménybe vezetés előtt. A felmelegítésre egyrészt a járulékos kéménymagasság növelése miatt, másrészt a mosótoronyban keletkező, a kilépő füstgázban maradó savak korróziós hatásának elkerülése miatt van szükség. Ezt az újra melegítést el

lehet kerülni, ha a füstgáz egy nedves hűtőtornyon keresztül kerül kibocsátásra. A rendszer legfőbb hátránya a bonyolultsága és az ebből fakadó magasabb beruházási és karbantartási költségek. A rendszer beruházási igényét az utóbbi 10 év fejlesztései jelentősen csökkentették az által, hogy a megbízhatósága nőtt és így manapság egy blokkhoz elegendő egy füstgázmosó tornyot építeni, míg korábban mindig kellett legalább egy, de néha két tartalék is. A nedves gipsznek, mint erősen kötőképes anyagnak a szállítása, kezelése a kéntelenítő rendszerben bonyolult feladat. - 67 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Ritkábban alkalmaznak más, kénmegkötő anyagokat is, mint például a MgCO3, az előzőhöz hasonló rendszerekben, de ebből több kell ugyanakkora kéntelenítéshez, ennek üzemeltetése drágább. Vannak azonban olyan eljárások is, amelyeknél a szorbens magas költségei megkövetelik annak

újra felhasználását. A Wellman-Lord eljárás például Na2SO3 és NaHSO3 egyensúlyi oldatát használja kénmegkötésre. Ahhoz, hogy ezeket az anyagokat újra fel lehessen használni kénmegkötésre, regenerálni kell őket magasabb hőmérsékletre hevítve. SO2 + H 2O + Na2SO3 2NaHSO3 NaOH + NaHSO3 Na2SO3 + H 2O oldás 40.50°C-on Na2SO3 + H 2O 2NaOH + SO2 regenerálás ~110°C A keletkező nagy tisztaságú kéndioxidot a vegyiparban használják és jobban értékesíthető mint a gipsz A rendszer hátránya, hogy sok alrendszerből áll és bonyolult, még a meszes füstgázmosó eljárásnál is magasabb a beruházási költség igénye. A szénelgázosításnál használt gázkéntelenítő nedves eljárásokat két csoportra lehet osztani: ♦ ♦ fizikai gáztisztítás kémiai gáztisztítás Mindkét módszerrel nagyon alacsony szintre lehet csökkenteni a gázban maradó kénvegyületek mennyiségét (el lehet érni akár 1 ppm H2S koncentrációt is). A

fizikai gáztisztítás esetén csak a fizikai oldódása megy végbe a kéntartalmú vegyületeknek az oldószerrel történő mosás során, míg a kémiai gáztisztítás esetén az oldószer kémiai reakcióba lép az eltávolítandó kénvegyülettel. 3.33 ábra Gázok oldhatósága (Thambimuthu, 1993) Szénelgázosítás során a szén kéntartalmából legnagyobb mennyiségben H2S keletkezik, de a COS mennyisége is jelentős, ezért ezek eltávolításáról kell gondoskodni. Szerencsére ahogy az a 333 ábrán látható, a H2S oldhatósága fizikai - 68 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből oldószerekben kb. kilencszerese a CO2-nek és nagyságrendekkel nagyobb a szénelgázosításkor keletkező eltüzelhető gázokénál (CO, H2, CH4), amelyek kimosódását el akarjuk kerülni (Thambimuthu, 1993). A H2S-től eltérően a COS nehezen oldódik, ezért gyakran katalitikus hidrolízissel H2S-é alakítják: COS + H 2O CO2 + H 2S A gáz mosása a füstgáz

nedves tisztításához hasonló módon megy végbe: a tisztítandó gázt alulról egy mosó reaktorba vezetik, miközben az oldószert felülről vagy beporlasztják, vagy tálcás elrendezésű felületekkel vékony folyadék-filmeket alakítanak ki. A leglényegesebb különbség a füstgáz mosáshoz képest az, hogy itt tisztítás magas nyomáson történik (20.22 bar) Mivel az alkalmazott fizikai és kémiai oldószerek drága anyagok, regenerálásuk szükséges ahhoz, hogy újra fel lehessen őket használni. Regenerálás közben az oldószerben megkötött kénvegyület felszabadul és a tiszta oldószert ismét lehet kénmegkötésre használni. Értelem szerűen az oldószer regenerálása nem zajlódhat ugyanott, ahol a kénmegkötés, mert akkor az újra felszabaduló kénvegyület visszakerülne a gázba. Ezért a regeneráció vagy térben vagy időben elkülönül a kénmegkötéstől. Ez azt jelenti, hogy vagy elvezetik a kenet megkötött oldószert egy másik

tartályba, ahol a kén felszabadítása, a regeneráció történik, vagy pedig az oldószer regenerációja idejére kizárják a kéntelenítő reaktort (ez alatt egy vele párhuzamosan kapcsolt reaktorban történhet a kénmegkötés). A regeneráció során felszabaduló H2S általában elég nagy tisztaságú ahhoz, hogy fel lehessen használni jól értékesíthető elemi kén előállítására. Az, hogy fizikai vagy kémia oldószert alkalmazunk, főleg a megkötendő gáz koncentrációjától, parciális nyomásától függ. Alacsonyabb parciális nyomásokon a kémiai oldószer nagyobb mennyiségben képes magába oldani H2S-t, míg magasabb H2S koncentráció esetén a fizikai oldószer alkalmazása hatékonyabb (3.34 ábra) Az oldószerek ezen tulajdonságából következik, hogy milyen regeneráló módszert kell alkalmazni. Fizikai oldószer esetében egyszerű nyomáscsökkentéssel fel lehet szabadítani az oldott H2S-t, mert a fizikai oldószer oldó kapacitása

drasztikusan csökken a parciális nyomás csökkenésével. Kémiai oldószer esetében viszont a regenerálás melegítéssel történik. A leggyakrabban használt fizikai oldószerek a mélyhűtött metanol (Rectisol eljárás) és a polietilén glikol-éter keverék (Selexol eljárás). A metanol-t nagyon alacsony – -10 és -30°C közötti – hőmérsékleten használják, de a glikol-éter keverék is csak +40°Con old a leghatékonyabban. Ezek az oldószerek ezért megkívánják a szintézis-gáz erőteljes hűtését, ami az erőművi körfolyamat hatásfokát rontja. 3.34 ábra Kémiai és fizikai oldószerek összehasonlítása - 69 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből A kémiai oldószerek szervetlen oldószereket, például kálium- és nátrium karbonátot használnak forró vizes oldat formájában (~90°C). A viszonylag magas hőmérséklet miatt kevesebb hűtésre van szükség és az oldószer regenerálása is egyszerű, mert csak forráspont

fölé kell hevíteni az oldatot. Hátránya ennek a kénmegkötés módnak, hogy az oldószer Kálium tartalmának egy részét a gáz magával ragadhatja és az a gázturbinában már kis mennyiségben is korróziót okozhat. 3.332 Félszáraz eljárások A félszáraz eljárások egyik legelterjedtebb változata a finn Tampella társaság LIFAC eljárása (3.35 ábra) Ennél a módszernél a kazán magas hőmérsékletű részein a tűztérbe mészkövet fújnak be. Ekkor a kénmegkötésnek a fluidágyas berendezésekben is lejátszódó folyamatai játszódnak le (CaO képződés és szulfátizáció), azonban a rövid tartózkodási idő miatt a kénmegkötés itt sokkal alacsonyabb hatásfokú. Ezért a kazán alacsonyabb hőmérsékletű helyén (~200°C) vizet fecskendeznek a füstgázba, ahol a víz a mészkőből keletkezett CaO-val reagál és a keletkező mészhidrát (Ca(OH)2) megköti a kéndioxidot. CaO + H 2O Ca(OH )2 Ca(OH )2 + SO2 CaSO3 + H 2O 1 CaSO3 + O2

CaSO4 2 Az így keletkező száraz CaSO3, CaSO4 és az el nem reagált Ca(OH)2 a pernyével együtt a pernyeleválasztóban leválasztható. Az eljárás hátránya, hogy a nedves eljárásnál alacsonyabb kénleválasztást tesz lehetővé (75.90%), nagyobb mészkőfelhasználással jár és a keletkező termékek sem eladhatók, sőt csak megfelelő depóniában helyezhetők el. Előnye viszont, hogy beruházási költsége és energia felhasználása nagyon alacsony és könnyen beépíthető retrofitként meglévő erőművekbe. Mivel ez egy nagyon egyszerű rendszer, üzembiztonsága igen magas Mivel viszonylag kevés vizet visznek be a rendszerbe, a füstgáz nem hűl le túlságosan, nincs szükség füstgáz felmelegítésre. 3.35 ábra A LIFAC eljárás működési sémája Egy másik gyakran alkalmazott félszáraz eljárás az úgynevezett Fläkt füstgáz kéntelenítő eljárás. A LIFAC eljárással ellentétben ez nem mészkövet, hanem mészhidrátot (Ca(OH)2) használ

szorbensként és a kénmegkötés sem a kazánban, - 70 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből hanem egy külön reaktortartályban történik. A kazánból távozó füstgáz először egy elő-pernyeleválasztón (elektrosztatikus pernyeleválasztó) halad keresztül, ahol a pernyének legalább 90.95%-át eltávolítják A pernyének az eltávolítása jelentősen csökkenti a kéntelenítő berendezések kopását és ezáltal növeli a megbízhatóságot. A pernyeleválasztóból a kénmegkötő reaktorba lép a füstgáz, ahova felülről víz, mészhidrát és recirkuláltatott végtermék szuszpenzióját permetezik be. A bepermetezés során nagynyomású levegő bontja finom cseppekre a szuszpenziót a fúvókákban. A cseppekben levő mészhidrát megköti a kéndioxidot és CaSO3 keletkezik, miközben a víztartalom elpárolog és ezzel a füstgázhőmérsékletet kb. 65°C-ra csökkenti. A kiszáradt reakcióterméket por alakban viszi ki a tartályból

és szállítja tovább a füstgáz, míg végül a zsákos szűrőkön le nem választódik. Mivel a füstgáz el nem reagált mészhidrátot is hord ki a reaktor tartályból, ami a Kalciumszulfittal együtt a zsákos szűrőn lerakódik és még ott is képes kenet megkötni. Ez a rendszer valamivel bonyolultabb és ezért drágább mint a LIFAC. Mivel mészhidrátot és nem mészkövet használ a kénmegkötésre, az üzemeltetési költsége is magasabb. A végterméknek itt is magas a CaSO3 tartalma, ami a deponálását költségessé teszi. Ugyanakkor az elő-pernyeleválasztó alkalmazása miatt a végtermék nagy tisztaságú és így utólagos feldolgozással eladható termék nyerhető belőle. 3.333 Száraz eljárások Füstgáz tisztításra csak ritkán alkalmaznak száraz eljárásokat. A Reinluft eljárásnál aktív szén felületén kötik meg a kéndioxidot 150°C-on: SO2 + 1 O2 + H 2O H 2SO4 2 Az aktív szén elgőzölögtetésével. regenerálása ~400°C

hőmérsékleten történik a kénsav A Bergban-Forschung eljárásnál a kénmegkötés az előzővel megegyező módon játszódik le. Az aktív szén regenerálása viszont magasabb hőmérsékleten (600°C) játszódik, ahol a kénsav már elbomlik (az aktív szén fogyásával jár együtt): H 2SO4 H 2O + SO3 2SO3 + C 2SO2 + CO2 Az előbbi eljárásoknál jóval nagyobb szerepe van a szénelgázosítók magas hőmérsékletű kéntelenítési eljárásainak. Minthogy a magas hőmérsékletű gáztisztítási eljárások jelentősen növelik a kombinált ciklus hatásfokát, a jelenlegi kutatások ezen eljárások fejlesztésén nagy erőkkel dolgoznak. Szénelgázosítás esetén a gáztisztításnak 500.700°C-on kell végbemennie, ha el akarjuk kerülni az erőteljes gázhűtést és ez csak száraz eljárásokkal lehetséges. A leggyakrabban cink bázisú (cinkferrit - ZnO és Fe2O3 keveréke = ZnFe2O4 és cink-titanát) regenerálható szorbenseket használnak ilyen

körülmények között, amelyekkel 99%-os kénmegkötést is el lehet érni (Thambimuthu, 1993). A cinkferrit esetén a hőmérséklet határt 650°C jelenti, mert itt a Fe2O3 tartalom FeO-vá redukálódik. 677°C körül már a ZnO is bomlani kezd TiO2 hozzáadásával a ZnO stabilizálódik és a megengedhető hőmérséklet elérheti a 725°C-t, azonban ennek a kénmegkötő képessége alacsonyabb, az anyagköltsége pedig magasabb. A 3.36 ábrán egy cinkferrittel működő fix ágyas kénmegkötő reaktor működési elve látható. Itt a szorbens egymás feletti rétegekben helyezkedik el, amin keresztül a tisztítandó gáz átáramlik. Regeneráláskor a reaktort kizárják a gázáramból és pl vasoxidos vagy cinkferrites eljárás esetén oxigénnel regeneráltatják a szorbenst. - 71 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Ké n m e g kö té s Re g e n e rá lá s fo rró re g e n e rá ló g á z tisztíto tt g á z c in kfe rrit p e lle te k e lh a

szná lt re g e n e rá ló g á z Fo rró ké n ta rta lm ú szin té zis g á z 3.36 ábra Cinkferrites kéntelenítés fix ágyas reaktorban A fix ágyas kéntelenítő reaktorokban lejátszódó folyamatok az alábbiak: kénmegkötés: regenerálás: 3ZnFe2O4 + H 2 3ZnO + 2Fe3O4 + H 2O Fe3O4 + 3H 2S + H 2 3FeS + 4H 2O ZnO + H 2S ZnS + H 2O 7 O2 Fe2O3 + 2SO2 2 3 ZnS + O2 ZnO + SO2 2 ZnO + Fe2O3 ZnFe2O4 2FeS + Egyik legújabb fejlesztés eredményeként olcsóbb vasoxid használata is lehetővé vált (tört vasérc formájában). Az elérhető kénmegkötés azonban csak 9096% az anyag kisebb reaktivitása miatt és az üzemeltetési hőmérséklet is viszonylag alacsony (460°C) (Thambimuthu, 1993). A fix ágyas berendezésektől eltérően a vasoxiddal működő eljárásnál a kénmegkötés általában egy külön tartályban történik, ahol a pelletizált vagy por alakú szorbens anyagokat a tisztítandó gáz fluidizálja, miközben áthalad rajta (3.37 ábra)

Mint minden fluidágyban itt is intenzív a kapcsolat a gáz és a fluidizált részecskék (itt kénmegkötő szorbens pelletek vagy porok) között, ami lehetővé teszi a nagy kénmegkötő teljesítőképesség elérését. Az elreagált szorbenst egy másik tartályba szállítják át, ahol a regenerálás történik. A rendszerben lejátszódó reakciók a következők: kéntelenítés: Fe3O4 + 3H 2S + (H 2 , CO) 3FeS + 3H 2O + (H 2O,CO2 ) Fe3O4 + 3COS + (H 2 , CO) 3FeS + 3CO2 + (H 2O, CO2 ) elhasznált szorbens regenerálása: 4FeS + 7O2 2Fe2O3 + 4SO2 a regeneráló reaktorba belekerül azonban elhasználatlan szorbens is, ami eloxidálódik: 4Fe3O4 + O2 6Fe2O3 - 72 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből és a kéntelenítő reaktorban fog vissza redukálódni: 3Fe2O3 + (H 2 , CO) 2Fe3O4 + (H 2O,CO2 ) a regeneráló reaktorban felszabaduló kéndioxidot levezetik egy redukáló edénybe, ahol a kéndioxid karbon jelenlétében elemi kénné redukál:

SO2 + C CO2 + S 3.37 ábra Vasoxidos kéntelenítés fluidágyas reaktorban 3.4 Nitrogén-oxid kibocsátás 3.41 Erőművek nitrogén-oxid kibocsátása Szénerőművek szennyezőanyag kibocsátásánál a szilárd szennyezők és a kéndioxid mellett a nitrogén-oxidok emisszióját is vizsgálnunk kell. A környezetet károsító hatásuk miatt legfontosabbnak ítélt NO, NO2 és a N2O vegyületek keletkezését és redukcióját elemezzük ebben a fejezetben. A kibocsátott NO igen gyorsan NO2-vé oxidál az atmoszférában, ezért környezetszennyezés szempontjából e két vegyületet több helyen együtt tárgyaljuk. Jelölésükre a továbbiakban az NOx-t használjuk Minthogy az N2O valamint az NOx vegyületekből keletkező nitrátok (pl. peroxi acetil nitrát – PAN) élettartama hosszú, szét tudnak terjedni az atmoszférában és így a környezetre gyakorolt hatásuk nemcsak regionális, hanem globális is. Az NOx kibocsátás csökkentésére tett lépések azt

szolgálják, hogy ezen vegyületek által létrehozott fotokémiai szmogot, savas esőt, sztratoszférikus ózon bontást és üvegházhatást korlátozzák. Az NOx nemcsak közvetlenül járul hozzá az előbb említett káros folyamatok kialakulásához, hanem részt vesz olyan reakciókban is, amelyek további hasonló hatású káros szennyezőanyagokat termelnek. Bár korábban az SOx vegyületek emissziója fontosabb volt környezetvédelmi szempontból, a kibocsátásuk csökkentésére tett erőfeszítések következtében a relatív mennyiségük csökkent és így - 73 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből az NOx emisszió fontossága megnőtt. Bár az N2O nem járul hozzá a savas eső és fotokémiai szmog kialakulásához, de közvetlen hatása van az üvegház-hatás erősítésére és közvetetten az ózon bontásban is részt vesz (NO-vá alakulás révén). Jelentőségét 100 év körüli élettartama is fokozza. A nitrogén-oxidok hatásának

globális és regionális jellege miatt nemzetközi szerződések kötelezik az aláíró országokat a kibocsátás csökkentésére. Mivel ezek viszonylag új rendelkezések, az eddig elért eredmények a szilárd szennyező anyag és kénkibocsátás csökkentéshez képest szerényebbek. Az új, szigorúbb határértékek következtében előtérbe kerültek itt is olyan, már korábban használt technológiák, mint például a fluidágyas tüzelés vagy a szénelgázosítás, melyek képesek viszonylag olcsón alacsony nitrogén-oxid kibocsátást elérni. 3.411 Légköri nitrogén-oxid szennyezés Nitrogén-oxid a légkörbe több úton kerülhet. Természetes módon jelentős mennyiségű NOx keletkezik a talaj és felszíni vizek mikro-organizmusainak tevékenysége folytán, valamint az atmoszférában villámlások során vagy szerves- és műtrágyák révén. A legnagyobb mértékű és egyre növekvő NOx emisszió azonban emberi tevékenységekhez kötődik. A fosszilis

tüzelőanyagok elégetése közlekedési eszközökben és erőművekben, valamint nagy kiterjedésű erdők felégetése a legjelentősebb forrásai a légköri NOx-nek, ahogy azt a 3.38 ábra szemlélteti Az N2O koncentráció a légkörben szintén növekszik évenként az emberi tevékenységek révén, de ebben a fosszilis tüzelőanyagok felhasználása nem játszik döntő szerepet. Az arányok azonban változóban vannak, mert a fluidágyas tüzelőberendezések elterjedésével az erőművi N2O kibocsátás nő. Nemzetközi szerződések szigorú előírásokkal támogatják a nitrogén-oxid csökkentési erőfeszítéseket. Az Európai Unió tagállamai például 1998-ra 30%-kal kívánják csökkenteni az NOx emissziót 1980-hoz képest (Loss, 1991). Magyarország a Szófiai Egyezményhez csatlakozott (1988 október 31.), amelyben vállalta olyan intézkedések bevezetését, amelyekkel 1994 december 31.-ig az éves szintű nitrogénoxid kibocsátás nem lépi túl az 1987

év éves szintjét Ezeknek a feltételeknek az ország megfelelt, mert az 1987. évi kibocsátás 265 kt/év volt, míg az 1994-es éves kibocsátás 183 kt/év körül alakult (KTM, 1995). A KVM (Környezetvédelmi és Vízgazdálkodási Minisztérium) 1989. évi tanulmánya szerint a közlekedéshez kapcsolódó NOx emisszió 47%-a volt a teljes kibocsátásnak Magyarországon 1987-ben, míg a fosszilis tüzelőanyaggal működő tüzelőberendezések az emisszió 50%-át produkálták. Ez utóbbi adat magában foglalja az erőművek 22%-os részarányát, ami körülbelül 68 000.70 000 t/év kibocsátást jelentett. Jelenleg hazai erőművek nem alkalmaznak nitrogén-oxid leválasztó berendezéseket, ezért a kibocsátás csökkentés lehetősége korlátozott. - 74 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből O3 ózon bontás ózon réteg nagy távolságú anyagtranszport stabilnitrogén vegyületek sztratoszféra/ tropopauza troposzféra üvegházhatás

nitrités nitrát villám lás atm oszférikusN O ,N O 2,N 2O száraz nedves ülepedés szm og m û-és szervestrágya biom assza közlekedés energiam ikroterm elésorganizm usok tüzelése felszínielsavasodás Fosszilistüzelõanyagok kim osódás talajvízbe 3.38 ábra A nitrogén körforgása a természetben A fejlett ipari országok fent említett szigorú emisszió csökkentő direktíváiból fakadóan az erőművek nitrogén-oxid kibocsátására is szigorú határértékek vonatkoznak, amelyek megkövetelik modern technológiák, vagy leválasztó berendezések alkalmazását új erőművekben. A 35 táblázat néhány ország NOx emissziós határértékeit foglalja össze (Thambimuthu, 1993). 3.412 Nitrogén-oxidok környezetre gyakorolt káros hatásai A környezetbe kibocsátott nitrogén-oxidok és a belőlük keletkező káros anyagok sokáig képesek a légkörben tartózkodni, így nagy távolságokra és magasságokba eljutva globális környezeti kárt

okoznak. A nitrogén-oxidok által okozott legfőbb globális hatás az üvegházhatás erősítése és a földet védő ózonréteg pusztítása. A kibocsátó forrás közelében úgynevezett regionális hatás érvényesül, ami legfőképp a fotokémiai szmog és a földfelszín elsavasodását jelenti. A nitrogén-oxidok közül a globális felmelegedésnek a környezetbe kibocsátott N2O közvetlenül okozója azáltal, hogy egyrészt nagyon erős üvegházhatású gáz, valamint nagyon hosszú élettartammal rendelkezik (mivel élettartama kb. 100 év, a légkörben felgyűlik, és így ugyanannyi kibocsátott N2O-nak 290-szer erősebb a hatása 100 év alatt mint az ugyancsak erős üvegházhatású CO2-nek) (Loss, 1991). Az NO2 légköri jelenléte szintén növeli a globális felmelegedést azáltal, hogy a földfelszín közelében erős üvegházhatású gáz – ózon – termelésében vesz részt. A nitrogén-oxidok másik globális hatását, a tropopauza-beli és

sztratoszférikus ózon bontását az NO okozza. Miután a legfőbb forrása a sztratoszférikus NO-nak az N2O, ezért az ózon réteg pusztulását az N2O emisszió befolyásolja a legnagyobb mértékben. Az ózon réteg elvékonyodásának az a következménye, hogy a földfelszínt több, az élő szervezetekre káros ultraibolya sugárzás éri. A többlet sugárzás hatására megnő egyrészt a bőr rákos megbetegedésének valószínűsége, másrészt egyes feltételezések szerint az emberi immunrendszer is gyengül. Egyes tanulmányok szerint - 75 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből az ultraibolya sugárzás földfelszínen való megoszlásának változása az éghajlatok megváltozását is maga után vonhatja. 3.5 táblázat NOx kibocsátási határértékek (Thambimuthu, 1993) ország új erőművek [mg/m3] meglévő erőművek [mg/m3] Ausztrália 535,,,860 - Ausztria 200,,,500 200,,,600 650 650 Európai Unió 650,,,1300 - Japán

205,,,980 205,,,980 Lengyelország 95,,,460 95,,,1335 Magyarország (Smith, 1997) 200,,,600 Németország 200,,,500 200,,,1300 Spanyolország 650,,,1300 - USA 615,,,980 555,,,615 Csehszlovákia (1992) A fotokémiai szmog városi környezetben alakul ki, ahol a földfelszíni szennyezőanyag-koncentráció magas. A szmog szennyezőanyagai az emberi egészséget károsítják és a látótávolságot csökkentik. A szmog kialakulásában a földfelszíni magas NOx és szénhidrogén koncentráció a felelős. A szmog kialakulását aztán tovább gerjeszti az is, hogy fény hatására ezek a vegyületek reagálnak és további látótávolságot csökkentő vegyület, ózon keletkezik. A fotokémiai szmog kialakulásáért leginkább a városi közlekedés a felelős. Savas nitrogén vegyületek ülepedésével a földfelszín savasodása megy végbe. Bár vannak olyan élőhelyek, amelyek számára a nitrogén utánpótlás előnyös, előbb-utóbb mindegyik telítetté

válik és kár keletkezik. Sok területen már megfigyelhető ez a hatás Európában, ahol az erdők elérték a nitrogéntelítettségi szintjüket. Az ülepedés lehet száraz vagy nedves. A nedves ülepedést gyakran nevezik "savas eső"-nek, bár az történhet hó vagy köd formájában is. A savas ülepedés (SO2-vel együtt) tönkreteszi a fák leveleit, kimossa a tápanyagot a talajból és a növények gyökereiben is kárt tesz. A felszíni vizek savasodása a bennük élő élőlényekre van káros hatással. A savas ülepedésnek a városi környezetre gyakorolt negatív hatását mutatja a kő-, fém-, textilés gumitárgyak pusztulása. A nitrogén-oxidok közvetve vagy közvetlenül az emberi egészséget is károsítják. A következőkben megvizsgáljuk, hogy milyen kémiai folyamatok révén fejtik ki káros hatásukat. A nitrogén monoxid (NO) mérgező gáz amely 90.95%-át teszi ki a fosszilis tüzelőanyagok eltüzeléséből származó NOx

emissziónak. Az átlagos élettartama ezen vegyületnek nagyon rövid, mert percek alatt NO2-vé oxidál az atmoszféra alsóbb rétegeiben, ahol bőséges oxigén áll rendelkezésre. 2NO + O2 NO2 A felső troposzférában és a sztratoszférában ahol az oxigén koncentráció alacsonyabb, az NO ózonnal reagál elbontva azt. NO + O3 NO2 + O2 - 76 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Szénhidrogénekkel reagálva az NO organikus peroxi gyököt hoz létre, amely a fotokémiai szmog okozója. RO2 + NO RO + NO2 Az NO hidroperoxi gyökkel (HO2) való reakciója hozzájárul még a hidroxil gyök képződéséhez, ami igen nagy reaktivitása révén megváltoztatja a kémiai tulajdonságait sok szennyezőanyagnak (lásd NO2 + OH HNO3 ). NO + HO2 ⇔ NO2 + OH Az NO2 szintén toxikus anyag az emberi egészséget közvetlenül károsító vegyület. Mint ahogy korábban említettük legnagyobb mennyiségben NO oxidációjával keletkezik a légkörben. Az NO2

visszaalakulása NO-vá hozzájárul a fotokémiai szmog kialakulásához. A fotolízis folyamán NO és szabad oxigén gyök keletkezik. Az oxigén gyök ezután gyorsan reagál molekuláris oxigénnel ózont alkotva. Az ózon képződést fokozzák a városi levegőben jelen lévő reaktív szénhidrogének. Az ilyen módon termelődött troposzférikus ózon fotokémiai szmogot és üvegházhatást okoz. Az ózon szintén toxikus az emberi szervezetre magasabb koncentráció esetén. fény  NO + O NO2  O + O2 O3 A savas esőkhöz és a talaj elsavasodásához hozzájárul, hogy a nitrogén dioxid hidroxil gyökkel reagálva salétromsavat hoz létre, ami száraz vagy nedves kirakódás útján kerül a földfelszínre. NO2 + OH HNO3 Ha a levegőben lévő vízcseppek kimossák onnan az NO2 és NO molekulákat akkor salétrom- és salétromossav keletkezése a következő reakciók által is a földfelszín elsavasodását erősíti. 2NO2 + H 2O HNO3 + HNO2 NO2 + NO +

H 2O 2HNO2 A dinitrogén-oxid (N2O - kéjgáz) igen stabil molekula, aminek az élettartama a légkörben több mint 100 év. A hosszú élettartam azt jelenti, hogy légköri koncentrációja jelentősen növekedhet az emberi tevékenységek révén. Minthogy az infravörös sugárzást könnyen elnyeli, hozzájárul az üvegházhatás erősítéséhez. Az élettartama végén az N2O 90%-a a troposzférában elbomlik fény hatására atomos oxigén felszabadítása révén. fény  N2 + O N2O  Körülbelül 5% N2O viszont reakcióba lép a szabad oxigén gyökkel NO-t termelve. Ez a legfőbb forrása a sztratoszférikus NO-nak, így az N2O közvetlenül az ózonpajzs bontásához is hozzájárul. N2O + O 2NO NO + O3 NO2 +O 2 vagy N2O + O3 2NO + O2 - 77 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből A maradék 5% N2O szabad oxigén gyökkel reagálva molekuláris oxigént és nitrogént hoz létre. 3.413 Nitrogén-oxidok keletkezése tüzelés során Amint azt

említettük a legnagyobb nitrogén-oxid emisszió a fosszilis tüzelőanyagok felhasználása miatt keletkezik. Ezen források közül a legnagyobb koncentrált nitrogénoxid kibocsátó helyek a fosszilis tüzelésű erőművek A következőkben megvizsgáljuk, hogy milyen módon keletkeznek nitrogén-oxidok erőművi kazánokban a tüzelés során. Minthogy a tüzelés során főleg NO és bizonyos esetekben jelentősebb N2O keletkezik, ezért csak ezekkel foglalkozunk. A légköri nitrogén m egkötése A tüzelõanyag nitrogéntartalm ának konverziója A levegõ N 2 tartalm a N O újraégetés H eterociklikus nitrogén-vegyületek N 2 m egkötése szénhidrogén m olekulatöredékekkel való reakcióban (prom pt) S zéhidrogén m olekulatöredékek (C H , C H 2) C ianogének (H C N , C N ) Z eldovich m echanizm us O xicianogének (O C N , H N C O ) H 2O NOx A m m ónia speciesek (N H 3, N H 2 , N H , N ) N 2 NOx H redukáló atm oszféra oxidáló atm oszféra

3.39 ábra A nitrogén-oxidok képződésének és csökkentésének mechanizmusa az égés során (Beér, 1993) A keletkezés szempontjából megkülönböztethetünk prompt, termikus és tüzelőanyagban kötött nitrogénből keletkező NO-t. Míg az előző kettő a levegő N2 tartalmából addig a harmadik értelemszerűen a tüzelőanyag égése során felszabaduló nitrogén gyökökből keletkezik. A képződési és csökkentési mechanizmusokat a 3.39 ábra foglalja össze A prompt NO képződési mechanizmusát csak az 1970-es években ismerték fel és kezdték el vizsgálni (Fenimore, 1971). Mint a neve is mutatja, a képződés a gyulladás pillanatakor a láng elején zajlik le. Szénhidrogén lángokat vizsgálva azt találták, hogy a láng elején egy viszonylag rövid tartományban ugrásszerűen megnőtt a keletkező NO koncentrációja (3.40 ábra) Prompt képződés létrejöttéhez az szükséges, hogy a - 78 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből

tüzelőanyag fölöslegben legyen, valamint, hogy a hőmérsékletváltozás igen nagy legyen kis távolságon belül (Miller és Bowman, 1989). prom pt [N O ] 10% m etán/levegõ m = 1.06 11% m etán/levegõ m =1.15 x [cm ] lánghossz 3.40 ábra Prompt NO keletkezés a láng hossza mentén A hirtelen felmelegedés és a magas hőmérséklet hatására a hosszú szénhidrogén láncok krakkolódnak a láng elején és a termékekből valamint a tüzelőanyagban eredetileg jelen levő gáznemű szénhidrogénekből agresszív gyökök (CH) keletkeznek. Ezen gyökök ezután a molekuláris nitrogén kötéseit felszakítják és HCN keletkezik. A legfontosabb reakció tehát: CH + N2 ⇔ HCN + N A HCN-ben lévő nitrogén már úgy viselkedik, mintha eredetileg tüzelőanyagban kötött lett volna (lásd 3. keletkezési mechanizmus) Így a teljes keletkezési mechanizmus a következő: CH O H H OH  HCN  NCO  NH  N   NO N2  A termikus NO

képződés szintén a levegő nitrogén tartalmából táplálkozik. Ezen képződés mechanizmusát Zeldovich 1946-ban ismerte fel. A termikus NO létrejöttéhez nagyon magas hőmérséklet (T>1700 K), hosszú tartózkodási és magas oxigén koncentráció szükséges. A hőmérséklet további növelésével a keletkező NO mennyisége drasztikusan nő tovább, kb. 40 K-ként a mennyisége megduplázódik A kritériumok miatt a mechanizmus ott játszódik le, ahol az égés már lezajlott, de a hőmérséklet még mindig magas és oxigén is van feleslegben, valamint a tartózkodási idő ebben a zónában elegendő. Ez a tűzterek lángok feletti régióit jelenti, ahol a lépcsőzetes levegő-bevezetés miatt az O2 koncentráció magasabb. A tartózkodási ideje a füstgáznak kicsi ebben a zónában, ezért ez erősen korlátozza a keletkezendő NO mennyiségét. Kikerülve ebből a zónából a hőmérséklet túl alacsony és a reakciók befagynak. A reakciók a

következő egyenletek szerint játszódnak le: O + N2 ⇔ NO + N N + O2 ⇔ NO + O N + OH ⇔ NO + H A reakciók elindításához atomos oxigénre van szükség, ami a magas hőmérséklet következtében az O2 termikus disszociációjával termelődik. Az oxigénmolekula bomlása tulajdonképpen már 1000°C-nál elkezdődik, de csak 1400°C-tól jelentős. Az oxigén és a nitrogén termikus disszociációjának mértékét a 3.41 ábra mutatja, ahol a disszociált atomos oxigén illetve nitrogén mólban mért mennyiségét viszonyítottuk a teljes oxigén illetve nitrogén mennyiséghez. - 79 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből A Zeldovich mechanizmusban az első lépés után a folyamat láncreakció szerűen zajlik, mert a keletkező atomos nitrogén igen agresszív, reakcióképes gyök. A termikus NO mintegy 20.40%-a a kazánból távozó teljes NO mennyiségnek hagyományos szén- és nehézolaj-tüzelésű kazánok esetén. Fluidágyas

tüzelőberendezésekben viszont a keletkező termikus NO mennyisége elhanyagolható. Gáztüzelés esetén az NO szinte kizárólag termikus úton keletkezik. 1.00E+00 1.00E-02 mólarány 1.00E-04 1.00E-06 1.00E-08 1.00E-10 1.00E-12 1.00E-14 1.00E-16 800 1050 1300 1550 1800 2050 2300 2550 2800 hõm érséklet[K ] oxigén disszociációs m ólaránya nitrogén disszociációs m ólaránya 3.41 ábra Az oxigén és nitrogén disszociációja a hőmérséklet függvényében Szén tüzelése esetén a legfontosabb NO keletkezési forrás a tüzelőanyagban kötött állapotban lévő nitrogén. Ez az NO keletkezési mechanizmus a földgáz tüzelésre nem jellemző, mert ott kémiailag a tüzelőanyagban kötött nitrogén mennyisége elhanyagolható, viszont különösen fontos a szén esetében, ahol a szén 0.2-2%-os (tömeg százalék) nitrogén tartalmából származik az NO emisszió döntő hányada. Ez egyes tüzelési típusokra, elsősorban a fluidágyas

tüzelésre, még inkább igaz, mert itt a termikus és prompt NO képződés elhanyagolható a tüzelőanyagban kötött nitrogénből keletkező NO-hoz képest. A legbonyolultabb folyamatok szén és nehéz tüzelőolajok égésénél zajlanak, mert ott egyidejűleg homogén (illó tartalom égése) és heterogén (koksz égése) reakciók is folynak. A homogén reakció során az illókban lévő nitrogén nitril (-CN) vagy amino (NHi) vegyületekké alakul (Sarofim, Goel és Morihara, 1994). Ezek a vegyületek aztán képesek elreagálni úgy, hogy NO vagy N2O keletkezik. Szén fluidágyas tüzelése során az N2O döntő többsége az illóból HCN konverziójával keletkezik. Az egyszerűség kedvéért gyakran azt tételezik fel, hogy hidrogén cianid (HCN) és ammónia (NH3) keletkezik a tüzelőanyag illójának nitrogénjéből, és ezek átalakulásait kell csak modellezni. Kísérleti tapasztalatok azt mutatták, hogy az átalakulás során attól függően keletkezik

közbülső termékként hidrogén cianid vagy ammónia, hogy a nitrogén aromatikus gyűrűhöz vagy aminokhoz kapcsolódott-e eredetileg (Miller és Bowman, 1989). Heterogén reakció során viszont a tüzelőanyagból visszamaradt koksz szemcse heterociklikus vegyületeiben szervesen kötött formában található nitrogén csak a gyűrűt feltörő oxidáció után képes felszabadulni. Az oxidáció során különböző nitrogén tartalmú, de még mindig a koksz szemcséhez kötött csoportok, mint például nitril keletkeznek. Ezután többlépcsős, még nem teljesen ismert folyamatban a nitrogéntartalmú csoportok oxidációjával közbülső gyökök jönnek létre, amik aztán vagy NO-vá bomlanak, vagy NO-val reagálva N2O-t hoznak létre egyéb kondícióktól függően (Sarofim, Goel és Morihara, 1994). - 80 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből CN y + O2 CO + yI I + NO N2O I NO ahol I a közbülső gyököt jelenti. A nitrogén-oxidok felsorolt

keletkezési mechanizmusait a 3.39 ábra foglalta össze Mint említettük a közbülső reakció termékekből egyaránt keletkezhetnek ártalmatlan N2 és káros nitrogén-oxidok. Azt, hogy mi lesz a végtermék, különböző üzemelési paraméterek határozzák meg. A nitrogénmolekula vissza-alakulása atomos gyökökké (rekombináció) csak elhanyagolható sebességgel zajlik le a tűztéri hőmérsékleten. A 3.42 ábra a légfeleslegtényezőnek a tüzelőanyag nitrogén-konverziójára gyakorolt hatását mutatja. Ha a láng tüzelőanyagban szegény, akkor a tüzelőanyag nitrogénje nagy hatásfokkal NO-vá alakul, ezért az NOx termelődése csak az égési zóna végén jelentős, ahol már minden más éghető elégett. Tüzelőanyagban dús lángok esetén viszont pirolízis után N2-vé alakulás a valószínűbb (Beér, 1993). Ezt a jelenséget fel is használják az NO emisszió csökkentésénél (fokozatos levegő bevezetés). NOx 1 m 0 1% tüzelőanyag

nitrogén tartalma, N[%] . 3.42 ábra A légfeleslegtényező hatása a tüzelőanyag nitrogénjének konverziójára Az N2O keletkezésére viszont a tűztérhőmérsékletnek van erős hatása. Fluidágyas tüzelőberendezések üzemelési hőmérséklet tartománya kedvező az N2O formációja számára, mert a koksz szemcse égése során keletkező nitrogén tartalmú közbülső vegyületek a 800-900°C-os tartományban könnyen reagálnak koksz-szemcsék felületén NO-val N2O-t hozva létre. Ebben folyamatban a kiégetlen koksz-szemcsék katalizátorként vesznek részt. Mivel ilyen alacsony tűztéri hőmérsékletek más tüzelőberendezésekre nem jellemzőek, azok N2O kibocsátása elhanyagolható. Amint említettük a szén illótartalmának nitrogénjéből keletkezik a legtöbb N2O, ezért ha csak kevés HCN keletkezik, akkor a N2O kibocsátás is kisebb lesz. A szenek kigázosodásának kontrollálása ebből a szempontból hasznos (cirkulációs fluidágyas tüzelés

esetén lehetőség van arra, hogy a szenet ne a tűztérbe juttassuk közvetlenül, hanem a cirkulációs hurokba). - 81 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből 3.42 Erőművi nitrogén-oxid kibocsátás csökkentési módszerek A nitrogén-oxidok emissziója által környezetre gyakorolt növekvő káros hatás csökkentésére a 3.411 pontban említett nemzetközi programok indultak Magyarország csatlakozásával a hazai erőművek számára is elő kell írni a nemzetközi gyakorlatban elfogadotthoz hasonló határértékeket a nitrogén-oxid kibocsátására. A jelenleg javaslatként létező emissziós normák szerint új tüzelőberendezések nitrogénoxid kibocsátása nem haladhatja meg a 600 mg NO2/m3-t 50-100 MW th közötti teljesítmény és a 400 mg NO2/m3 határértéket 100 MW th-nál nagyobb szén- és lignittüzelésű kazánok esetén. Olajtüzelésű kazánok nitrogén-oxid kibocsátásának maximális értéke 350 mg NO2/m3-ben lett megállapítva.

Gázturbinákra 300 MW th alatt 150 mg NO2/m3 (földgáztüzelés) vagy 200 mg NO2/m3 (olajtüzelés), 300 MW th felett pedig 90 mg NO2/m3 és 170 mg NO2/m3 a határérték (Smith, 1997). Bár erőművi nitrogén-oxid csökkentő módszerek nem terjedtek el még széles körben Magyarországon, országos szinten a kibocsátás mégis csökkent. A csökkenést az alábbi tényezők tették lehetővé Magyarországon: • a fosszilis energiahordozók felhasználásának csökkenése a villamosenergiaiparban (Paksi Atomerőmű fokozatos belépésének következtében), • a közlekedési energiafelhasználás csökkenése a járműállomány növekedése mellett, • az ipari termelés jelentős visszaesése. A kibocsátás csökkentését támogató jogi rendelkezések elősegítették az alacsonyabb nitrogén-oxid kibocsátást lehetővé tevő üzemeltetési módszerek és technológiák kifejlesztését és elterjedését. Az erőművekben sok ilyen megoldást alkalmaznak. Ezeket a

megoldásokat primer és szekunder beavatkozásokra csoportosíthatjuk: • primer beavatkozások célja, hogy ne keletkezzenek nitrogén-oxidok a tüzelés során, illetve a keletkezett nitrogén-oxidok a tüzelés közbeni beavatkozások során azonnal helyben elbomoljanak és ne kerüljenek a füstgázba, • szekunder beavatkozások célja, hogy a keletkezett NOx-t leválasszák a füstgázból. A primer megoldások olcsóbbak, sokszor csak üzemeltetési viszonyok megváltoztatását igényelik. Másrészről viszont kevésbé univerzálisak, több kísérletezést és pontosabb tervezést igényelnek, hogy figyelembe vegyék az adott kazán sajátosságait. Az ily módon általában elérhető NOx emisszió csökkentés 20.50%, de esetenként elérhető ennél magasabb is A szekunder beavatkozások drágábbak a primernél, de jellemző rájuk, hogy a beavatkozáshoz szükséges berendezést készen meg lehet venni. A leválasztási hatásfokuk magas: 80.90% 3.421 Primer NOx

kibocsátás-csökkentő eljárások Mivel a nitrogén-oxid keletkezését akarjuk elkerülni, valamelyik, a keletkezéséhez szükséges feltétel kialakulását kell meggátolnunk. Keletkezési feltételek a következők: • • • • • magas hőmérséklet (termikus NO), hosszú tartózkodási idő (termikus NO), magas O2 koncentráció (termikus NO, tüzelőanyagban kötött N-ből keletkező NO), nagy dt/dτ (prompt NO), dús tüzelőanyag/levegő keverék a gyulladásnál (prompt NO), - 82 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből • NO keletkezését segítő katalizáló anyagok nagy mennyiségben (tüzelőanyagban kötött N-ből keletkező NO). A primer beavatkozások másik módja az, ha az NO helyben történő redukcióját elősegítő tüzelési feltételeket biztosítunk a tűztérben. A tűztérben a redukcióra a következő tényezők vannak erőteljes hatással: • CO koncentráció, • elégetlen karbon szemcsék mennyisége (főleg

fluidágyas tüzelésnél), • fluidágyban a szilárdanyag és gáz jó keveredése. 3.43 ábra NOx keletkezés a légfeleslegtényező függvényében Az égési hőmérséklet csökkentését elérhetjük egyrészt az adiabatikus égési hőmérséklet vagy a tényleges égési hőmérséklet csökkentésével. I. Az adiabatikus égési hőmérsékletet csökkenthetjük, ha A. - a levegőelőmelegítés csökkentjük. A levegőelőmelegítés célja eredetileg a füstgázveszteség csökkentése. A levegőelőmelegítés széntüzelésnél e mellett biztosítja a tökéletesebb kiégést azáltal, hogy a szén illótartalma előbb képes eltávozni és így stabilabb égést biztosít. A levegőelőmelegítés csökkentése ezt a hatást rontja. Mivel kevesebb hőt veszünk el a füstgáztól a levegőelőmelegítés céljára, a füstgáz hőjét más módon kell hasznosítanunk. Ehhez azonban növelni kell az ECO felületet, hogy a léghevítő előtti füstgázhőmérséklet

csökkenjen, ha nem akarjuk a füstgázveszteség növekedését megengedni. B. - a sztöchiometrikus égési viszonyoktól lényegesen eltérő módon üzemelünk (léghiányos és nagy légfeleslegű tüzelés). Ez csak ideiglenesen alkalmazható. A széntüzelésű kazánoknál alkalmazott, a tökéletes égéshez szükséges légfelesleg tényező sajnos pont akkora (m≈1.3), amekkora tapasztalatok szerint a maximális NOx kibocsátásra jellemző (3.43 ábra) C. - inert anyagot keverünk a lángba. Leggyakrabban ez füstgáz recirkulációval oldható meg, de kombinált ciklusú erőműveknél a gázturbina füstgázának a kazánba vezetése is csökkenti az adiabatikus égési hőmérsékletet. A füstgáz nem vesz részt az égési folyamatban, csak hígítja a levegőt és hőt von el az égési folyamattól, csökkentve az adiabatikus égési hőmérsékletet. Már a kazán tervezésénél is figyelembe kell venni a füstgázrecirkulációt, mert a hőátadási viszonyok

a kazánban megváltoznak. A tűztérhőmérséklet csökkenése miatt az első huzamban az elgőzölögtető felületnek sugárzással átadott hő csökken, ezért a hőátadó felület növelése szükséges. A második huzamban viszont a nagyobb füstgáz-térfogatáram, azonos geometriák - 83 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből esetén, nagyobb sebességet és nagyobb hőátbocsátási eredményez. Ezért itt a hőátadó felület csökkentése lehetséges II. tényezőt Az égési hőmérséklet csökkentésének másik módja a tényleges égési hőmérséklet csökkentése az alábbiak szerint, ha A. - intenzívebb tűztér hűtést alkalmazunk. Ezt elérhetjük egyrészt nagyobb hőátadó felületek beépítésével és ezen keresztül a fajlagos tűztérterhelés csökkentésével. Másrészt a tűztéroldali hőátadási tényezőt növelhetjük, például fluidágyas tüzelés alkalmazásával (itt a tűztéroldalon a hő nemcsak gáz konvekció,

de részecske konvekció révén is átadódik a csőfalnak, ami magasabb hőátadási tényezőt eredményez) B. - az égést térben elnyújtjuk. Két- vagy többfokozatú tüzeléssel (szekunder és tercier levegő-bevezetéssel) a lángot megnyújtjuk, így a hőfelszabadulás nagyobb térrészben zajlik le és ezáltal az égési hőmérséklet egyenletesebb és alacsonyabb lesz. A másik módszer az, ha a tüzelőanyag és a levegő lassabb összekeveredését valósítjuk meg speciális égőkialakítással. A hőfelszabadulás itt is egyenletesebb lesz, ami csökkenti az égési hőmérsékletet. C. - a lángba vizet fecskendezünk. Az így bejuttatott víz a hőfelszabadulás helyén a lángfrontban létrejövő kiugróan magas hőmérsékletet csökkenti. Hatása hasonló a nedves szénnel bevitt vízéhez. Mivel pont oda fecskendezzük a vizet, ahol a legnagyobb az NOx képződés, kis vízmennyiség is elegendő. A vízbefecskendezés pontos helyének megtalálása

nehézkes, ráadásul terhelésváltozáskor a hely is változik. Inkább csak egy terhelési állapotra alkalmazzák. Bár a füstgázveszteségeket növeli a füstgázzal távozó a páratartalom miatt, a kis vízmennyiség nem okoz nagy hatásfokromlást. III. Az oxigénkoncentráció csökkentésével is lehet az NO keletkezést csökkenteni, ha IV. A. - léghiányos égetést alkalmazunk két- vagy többfokozatú tüzeléssel. Ilyenkor a láng környezetében kevés a szabad oxigénmolekula, ami a tüzelőanyag nitrogénjével vagy a nitrogén termikus bomlása során keletkező atomos nitrogénnel reakcióba lépni tudna. B. - inert anyagot keverünk be. Ezzel is csökkentjük a valószínűségét annak, hogy az éppen keletkező szabad nitrogéngyök oxigénnel találkozik. A prompt NOx keletkezését szintén lehet csökkenteni a lángban létrejövő gyors hőmérsékletváltozás (dt/dτ) csökkentésével, ha A. - a korábban említett, a hőmérséklet

csökkentésre szintén alkalmazott eljárással a tüzelőanyag és a levegő lassabb összekeveredését biztosítjuk például sarokégő vagy alacsony NOx örvényégő alkalmazása esetén. V. Prompt NOx-t csökkenti az is, ha el tudjuk kerülni dús tüzelőanyag/levegő keverék kialakulását a gyulladás környezetében. VI. A keletkező NO mennyiségét csökkenteni lehet azáltal is, ha meggátoljuk a tüzelőanyag nitrogénjéből keletkező ammónia nitrogén-oxiddá történő oxidációját. Az oxidációt gátolni tudjuk, ha A. - az oxidációt elősegítő katalizátorok, elsősorban a CaO, mennyiségét korlátozzuk a fluidágyas tüzelésnél. A CaO mennyiségét azonban csak egy optimális értékig szabad csökkenteni, hiszen a CaO-nak a kénmegkötésben pozitív szerepe van. Mivel a CaO jelenléte a tűztérben a SO2 kibocsátást - 84 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből csökkenti és az NOx kibocsátást növeli, meghatározása

kompromisszum eredménye. optimális mennyiségének VII. A tűztérben keletkezett NO tüzelés közbeni lebontására a következő módszerek alkalmasak: A. - Minthogy a CO redukálni képes az NO-t, ezért a magas CO koncentráció a tűztérben előnyös. Magas CO koncentrációt a már említett megoldással- a két- vagy többfokozatú tüzeléssel- létrehozott redukáló zónákban lehet, ahol léghiányos égés zajlik. B. - A félig kiégett szénszemcsék felületén az NO könnyen disszociál, ezért ez az egyik legjelentősebb tüzelés közbeni NO redukáló mechanizmus (Beér, 1993). A két- vagy többfokozatú tüzelést szintén lehet alkalmazni a tűztérben levő elégetlen karbon mennyiségének növelésére. Ennél azonban fontosabb szerepe van a fluidágyas tüzelésnek mint technikának, mert ott a tűztérben az elégetlen karbon mennyisége lényegesen magasabb. C. - Ha intenzívebbé tesszük a fluidágyban az ágyanyagnak és a keletkező égési

termékeknek a keveredését, akkor nagyobb valószínűséggel találkozik NO molekula félig kiégett szénszemcsével és nagyobb valószínűséggel disszociál. Az intenzívebb keveredést nagyobb gázsebességekkel, gyors fluidágy létrehozásával lehet elérni. Ezt a fluidizációs tartományt cirkulációs fluidágyas technológiánál alkalmazzák. 3.422 Gyakorlatban használt primer NOx emissziócsökkentő eljárások • levegőelőmelegítés csökkentése (A/1): 50-100°C égési levegőhőmérséklet csökkentéssel 10-50%-os NOx emissziócsökkentést lehet elérni. A nagyobb ECO felület azonban többlet beruházási költséget jelent és megdrágítja ezt a módszert. • tűztérméret növelése (B/1): ezzel a tűztér intenzívebb hűtése és így alacsonyabb tűztérhőmérséklet érhető el. Ez a módszer gazdaságtalan, csak kisteljesítményű kazánoknál használják. A füstgáz tartózkodási idejét megnöveli • NOx szegény égők alkalmazása

(A/2, A/3, B/2, C/1, C/2, D/1, G/1): ezek az égők több NOx csökkentő módszert együttesen is alkalmaznak lokális füstgázrecirkuláció (füstgázvisszaszívás), primer-, szekunder- (esetleg tercier-) levegő fokozatos bekeverése (pl. perdülettel) és égőnkénti léghiányos égés és pótlevegő bejuttatás révén. Egy NOx szegény égőkialakítást mutat a 344 ábra • füstgáz recirkuláció alkalmazása (A/3, C/2): A füstgázrecirkulációt alapvetően az újrahevítési hőmérséklet szabályozása miatt alkalmazzák, de a kazán méretezésnél az NOx keletkezésének a csökkentése is szempont. • többfokozatú égetés (A/2, B/2, C/1, E/, G/1, G/2): Az égési levegő is és a tüzelőanyag is megosztva, több szinten jut be a tűztérbe és ezáltal redukáló zónák alakulnak ki, ahol az NOx visszaalakul N2-vé (3.45 ábra) 1 fokozatú égetés esetén: összes tüzelőanyag és levegő együtt és egyszerre jut a tűztérbe. A légfeleslegtényező, m

>1 2 fokozatú égetés esetén: a tüzelőanyag a primerlevegővel jut a tűztérbe. Itt a légfeleslegtényező m=0.608 A kazán felsőbb szintjén történik a szekunderlevegő bejuttatása, ahol m=0.305 2 fokozatú égetés redukáló gázégővel: A szekunderlevegő befúvási helye felett gázégő redukálja vissza a keletkezett NOx-kat léghiányos környezetben. A gázégő felett történik a tercier levegő bejuttatása. - 85 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből 3.44 ábra NOx szegény égő kialakítása h [m] tűztérhőmérséklet görbék kazán tűztér tercierlevegő redukáló gázégő szekunderlevegő alapégők primerlevegő 1 jelölések: 1 fokozatú égetés: 2 fokozatú égetés: O2/tüa. t tűztér [°C] 2 fokozatú égetés redukáló gázégővel: . 3.45 ábra Hőmérséklet-lefutás és oxigénkoncentráció változása a kazánban többfokozatú égetés esetén • speciális sarokégő alkalmazása (A/2, B/2, C/1, D/1): a

tüzelőanyag és az égési levegő különböző szögekben lép a tűztérbe. Ezáltal egy tüzelőanyagban dús belső mag és egy tüzelőanyagban szegény külső burok alakul ki a lángban (3.46 ábra) - 86 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből Ilyen sarokégőket csak nagyteljesítményű, főleg széntüzelésű erőművi kazánokban alkalmaznak (néhány 100 MW). tüzelõanyagban szegény zóna tüzelõanyagban dús m ag jelölés: tüzelõanyag: levegõ: 3.46 ábra Alacsony NOx kibocsátású sarokégő A fent felsorolt megoldásokkal az erőművi emissziócsökkentést a 3.6 táblázat foglalja össze kazánokban elérhető NOx 3.6 táblázat Különböző megoldások által elérhető NOx emisszió csökkenések %-ban Sarokégős szénportüzelés pakura/gudron tüzelés földgáztüzelés NOx szegény égő 10.30% 10.30% 20.40% füstgáz recirkuláció 5.15% 10.35% 20.70% égési levegő hőmérsékletének csökkentése 10.40% 10.30%

10.60% kétfokozatú égetés 10.30% 10.30% 10.30% 30.50% 30.50% 35.60% 40.70% 50.80% redukáló gázégő együtt Ha gázturbinát és szénportüzelésű kazánt is üzemeltetnek egy erőműben, akkor lehetőség nyílik olyan kapcsolás alkalmazására, ahol a gázturbina kipufogógázát égési levegőként a kazánba vezetik. Egy ilyen kapcsolással 4580% NOx emissziócsökkentést lehet leérni. Az együtt használt NOx csökkentő módszerek emissziócsökkentése nem adódik össze közvetlenül, mert az egyes hatások gyengítik egymást. 3.423 Szekunder NOx kibocsátás-csökkentő eljárások A szekunder eljárásokat ott alkalmazzák, ahol a tüzelés során keletkező füstgáznak még mindig a megengedettnél magasabb az NOx koncentrációja. Ezekkel az eljárásokkal a füstgázban lévő NOx vegyületeket redukáljuk N2-vé. Ezek az eljárások az alábbiak szerint csoportosíthatók: száraz eljárások: Szelektív katalitikus redukció (SCR)

Nem-szelektív katalitikus redukció (NSCR) Szelektív nem-katalitikus redukció (SNCR) - 87 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből nedves eljárás: Kombinált SOx/NOx leválasztás A szelektív katalitikus redukciót viszonylag alacsony hőmérsékleten ammónia, mint redukálószer hozzáadásával alkalmazzuk. A redukció csak katalizátor segítségével megy végbe. Mivel az NOx redukáló technikák közül a szelektív katalitikus redukció (SCR) elvén működő terjedt el legjobban az erőművekben, ezért ezzel külön részletesen foglalkozunk a későbbiekben. A nem-szelektív katalitikus redukció (NSCR) során redukálószerek alkalmazása szükséges, amelyek hidrogén, szénmonoxid vagy különböző szénhidrogének lehetnek. Metán alkalmazása esetén az alábbi reakciók zajlanak le: CH 4 + 4NO2 4NO + CO2 + 2H 2O CH 4 + 2O2 CO2 + 2H 2O CH 4 + 4NO 2N2 + CO2 + 2H 2O A szelektív nem-katalitikus redukció (SNCR - más néven termikus de-NOx)

során az NO magas hőmérsékleten a füstgázba befúvott ammóniával reagál. A reakcióhoz nagy oxigén felesleg szükséges. Ez a reakció homogén katalízis, tehát nincs szükség a redukcióhoz kerámiakatalizátorra, azonban a leválasztás hatásfoka rosszabb mint az SCR-nél. A módszer csak 830 és 1100°C között alkalmazható, ezért nagyon kell ügyelni a hőmérsékletre. Ha a hőmérséklet alacsonyabb, akkor az alábbiak közül az első reakció túl lassú (befagy) és az ammóniaveszteség nagy lesz, miközben a leválasztás kicsi. Ha a hőmérséklet meghaladja a felső értéket, akkor a második reakció válik dominánssá és az ammónia égésével NO fog termelődni, ellenkező hatást érünk el mint a megkívánt. 1 3 O2 N2 + H 2O 2 2 5 3 NH3 + O2 NO + H 2O 4 2 NO + NH 3 + Nedves eljárásnál a kéntelenítésnél is használt mosótornyokat lehet felhasználni az NOx leválasztására. Mivel az NO nem jól oldódik, ezért először egy

oxidációs fázisra van szükség, ahol az NO-t oxidálják NO2-vé, majd ezt ammónia adagolása mellett mossák. A keletkező termék, az ammónium nitrit már jól oldódik vízben és a gázból kimosható: 3 O2 NO2 + O2 2 2NO2 + 2NH 3 + H 2O NH 4NO2 + NH 4NO3 NO + NH 4NO2 + 1 O2 NH 4NO3 2 3.424 A szelektív katalitikus redukció A szelektív katalitikus redukción alapuló módszer lényege, hogy a megfelelően lehűtött füstgázba ammóniát adagolnak mielőtt az áthaladna a katalizátoron. A redukció az NOx és az ammónia reakciója révén, a katalizátor töltet felületén zajlik a következő reakciók szerint: Alapreakciók: - 88 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből 6NO + 4NH3 5N2 + 6H 2O 6NO2 + 8NH3 7N2 + 12H 2O fő átalakulási mechanizmus 4NO + 4NH3 + O2 4N2 + 6H 2O fő átalakulási mechanizmus 2NO2 + 4NH 3 + O2 3N2 + 6H 2O Mellékreakciók: (általában káros reakciótermékek termelődésével jár együtt) A katalizátorok

azonban számunkra kedvezőtlen reakciókat is katalizálnak, amelyek magára a katalizátorra is káros anyagokat, úgynevezett katalizátormérgeket termelnek. 1 O2 SO3 2 2NH 3 + SO3 + H 2O (NH 4 )2 SO4 SO2 + NH3 + SO3 + H 2O NH 4HSO4 (ammónium szulfát ) (ammónium hidrogénszulfát ) Az utolsó két reakció leginkább 300°C alatt jelentős. A reakciótermékek katalizátormérgek, korróziót okoznak. 4NH 3 + 3O2 2N2 + 6H 2O 4NH 3 + 5O2 4NO + 6H 2O Ezek az ammónia égésével járó reakciók főleg 400°C felett jelentősek. Az első reakció nem hoz létre káros reakcióterméket, csak az ammónia fogyását és így rosszabb hatásfokú felhasználását okozza. A második reakcióegyenlet viszont már káros NO-t termel. 8NO + 2NH 3 5N2O + 3H 2O Ez a mellékreakció is károsanyag-termelő, hiszen a keletkező N2O stabil és igen erős üvegházhatású gáz. A katalizátornak nagy fajlagos felülettel kell rendelkeznie (~1000 m2/g). A katalizátor anyaga

lehet: leggyakrabban V2O5 /TiO2 bázison, de ez a legérzékenyebb a füstgázban lévő SOx-re. más fémoxidok (FeO3, MgO3, WO3, CrO3), ezek fajlagos felülete viszont kisebb. zeolit (kísérleti stádiumban van), olcsó ásványi anyag A katalizátor aktivitása idővel csökken és egy bizonyos idő után állandósul egy értéken (ez általában 8.12000 óra effektív üzemidő után k=0408; 347 ábra) A katalizátor dezaktiválódását a következő tényezők okozzák: a magas hőmérséklet miatti öregedés. A katalizátort maradandó károsodás éri, ha hőmérséklete eléri a 450°C-ot. katalizátormérgek: SOx, ammónium hidrogénszulfát (NH4HSO4) valamint azok a fémoxidok amelyek jellemzően a szén hamutartalmában vannak (CaO, MgO, K2O, Na2O) amelyek közül az arzén- és szelénoxidok különösen erősek. A katalizátormérgek a katalizátor porózus szerkezetét teszik tönkre poros közeg mechanikai koptató hatása - 89 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás

tüzelésekből k 1 0.8 0.4 12 000 τ [h] . 3.47 ábra A katalizátor aktivitásának csökkenése az effektív működési idő függvényében A katalizátor nem egyszerre megy tönkre, mert több sorba kapcsolt szekcióból áll. Legelőször az első sorban lévő katalizátorok érik el élettartamuk végét, amikor a hátsó sorban lévők még jó hatásfokkal üzemelnek. A katalizátor átlagos élettartama az alábbiak szerint alakul a tüzelőanyagtól függően: széntüzelés esetén: 2-3 év olajtüzelés esetén: 4-5 év gáztüzelés esetén: ~6 év A reakcióegyenletekből következik, hogy 350.370°C a legkedvezőbb hőmérséklettartomány az SCR-el működő NOx leválasztás számára, hiszen az alsó hőmérsékletkorlát alatt az ammóniumszulfát képződés, a felső korlát felett pedig az ammónia égése rontja az NOx leválasztás hatásosságát (3.48 ábra) 3.48 ábra SCR-rel történő NOx leválasztás a füstgázhőmérséklet függvényében

Mivel az SCR számára csak egy viszonylag szűk hőmérséklettartomány megfelelő, az SCR elvén működő NOx leválasztó berendezés helye általában az ECO és a léghevítő között van. A katalizátor élettartamának szempontjából egy olyan kapcsolási sorrend lenne a legmegfelelőbb, ahol mind az elektrofilter, mind a kéntelenítő megelőzné az SCR-t. Így ki lehetne küszöbölni a pernye koptató hatását is és a keletkező SO3 sem tenné tönkre a katalizátort. Ha csak a koptató hatást akarjuk kiküszöbölni, akkor a 3.49 ábrán látható 2 kapcsolást alkalmazhatjuk, ahol az elektrofilter megelőzi az SCR-t. Ebben az esetben azonban speciális, magasabb hőmérsékleteken működtethető elektrofiltert kell alkalmaznunk. A 3 kapcsolás lenne a legmegfelelőbb a katalizátor élettartama és a nitrogén-redukció szempontjából, de ez sokkal bonyolultabb mint a másik kettő. Ezzel - 90 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből a kapcsolással

a katalizátor élettartama széntüzelés esetén is megközelítheti a gáztüzelésnél használt katalizátor élettartamát. Minthogy olajtüzelésnél nem alkalmaznak elektrofiltert, az 1. és 2 kapcsolás megegyezik ebben az esetben és csak a 3. kapcsolás különbözik tőlük, ahol az SCR és FGD sorrendje megváltozik. Gáztüzelésnél nincsen füstgázkéntelenítő sem, így ebben az esetben csak az 1. kapcsolás szerinti sorrend jöhet számításba 105°C 1.) 370°C Kazán 150°C 370°C SCR LH 150°C EF 55°C 100°C FGD 105°C 370°C 2.) Kazán 370°C EF 150°C 370°C SCR 55°C LH 100°C 135°C 150°C 370°C 3.) Kazán LH 150°C EF FGD 370°C 55°C SCR FGD 370°C 290°C gázfûtés jelölés: SCR: Szelektív katalitikus redukáló berendezés LH: Léghevítő EF: Elektrofilter FGD: Füstgázkéntelenítő 3.49 ábra Az SCR helye a füstgáztisztítási folyamatban 3.425 Ammóniaszükséglet meghatározása szelektív katalitikus redukcióhoz

A kívánt NOx leválasztás eléréséhez az ammóniaszükségletet a következő módon lehet meghatározni: nNH3 = ahol: 1  4   nNO ⋅ ε NO + nNO2 ⋅ ε NO2   3 ηNH3  ηNH3 az ammónia felhasználásának a hatásfokát jelöli, ε NO és ε NO2 a kívánt leválasztási fokot jelöli, n az NO, N2O és az NH3 mólszáma. A leválasztás ammóniaszükségletét döntően befolyásolja az NH3/NOx mólarány és a katalizátor mérete. A katalizátor hossza mentén az NO, NH3 és SO3 mennyiségének változását a 3.50 ábra szemlélteti az NH3/NOx mólaránytól függően Amint látható az SO3 mennyisége fokozatosan növekszik. Jellemzően az SO2 €SO3 konverzió: 0.105% 1.55% 300°C-on 400°C-on Kisebb leválasztási fokot közel 100%-os ammónia kihasználással is el lehet érni és ilyenkor a leválasztás hatékonysága gyakorlatilag független a katalizátor méretétől. Nagyobb leválasztás eléréséhez azonban már nagyobb NH3/NOx mólarány

kell, mert az ammónia veszteségek itt már nagyok. - 91 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből n [m ol] NO NH 3 SO 3 l [m ] 0 Jelölés: N H 3 /N O x m ólarány = 0.8 N H 3 /N O x m ólarány = 0.6 . 3.50 ábra Az NO, SO3 és NH3 mennyiségének a változása a füstgázban a katalizátor hossza mentén Nagyobb leválasztási hatásfok esetén a katalizátor mérete már döntő jelentőségű (3.51 és 352 ábra) Minthogy az ammónia a környezetre szintén káros anyag, ezért annak emissziójára meghatározott értékek vannak. Németországban a megengedett maximális ammónia átszökés 5 ppm. A 14 ábrán ki lehet választani azt a katalizátorméretet, ami adott NOx leválasztás és adott ammónia-felhasználás esetén még a megengedett érték alatt tartja a katalizátoron átszökő és környezetbe távozó ammónia mennyiségét. 3.51 ábra A katalizátor leválasztási foka az ammónia/NOx mólarány függvényében Az eltérő

igénybevételek miatt egy katalizátor fajlagosan más füstgáztérfogatáramot képes tisztítani szén, olaj vagy gáztüzelés esetén. A fajlagos füstgáztérfogatáram szénre: SV=2000 - 3000 h-1 ha ε NOx = 0.8 és SV=1400 - 2000 h-1 ha ε NOx = 0.9 és - 92 - nNH3 nNOx nNH3 nNOx = 0.82 084 = 0.92 094 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből A fajlagos füstgáz-térfogatáram olajra és gázra: SV=5000 - 10000 h-1 ha ε NOx = 0.8 és nNH3 nNOx = 0.82 084 (a fajlagos térfogatáram a katalizátor térfogatára vonatkoztatva SV = V"fg Vkat ) 3.52 ábra A katalizátoron átszökő ammónia mennyisége a leválasztási fok és a katalizátorméret függvényében 3.5 Egyéb szennyezőanyagok Az előzőekben felsorolt legfontosabb szennyezőanyagok (pernye, kén- és nitrogénoxidok) mellett az erőművi füstgázokkal más - részben kisebb jelentőségű, részben kevésbé ismert - szennyezőanyag is kerül a légkörbe, továbbá az előző

kategóriák egyikébe sem sorolható széndioxid és a vízgőz, amelyek minden tüzelőanyag tökéletes égésének elkerülhetetlen termékei. 3.51 A tökéletes égés termékei Feketeszén - különösen antracit - égésénél a hőtermelés gyakorlatilag teljes egészében karbon égéséből származik, ekkor a fajlagos széndioxid kibocsátás 105.110 g/MJ, minden más szennyezőanyagénál nagyságrendekkel nagyobb érték Fiatalabb barnaszenek és a lignit már nem elhanyagolható mennyiségű hidrogént is tartalmaznak, égésüknél a hőtermelés 5.15 %-a hidrogénből, egy kisebb hányad pedig a kén égéséből származik, a széndioxid képződés ennek megfelelően arányosan kisebb (85.100 g/MJ) Olaj ill gáztüzelésnél a hőfejlődés kb 30 ill 50 %-át adja a hidrogén égése, ennek megfelelően a fajlagos CO2 keletkezés rendre 70.80 ill. 4854 g/MJ értékű A széndioxidot hagyományosan nem sorolták a szennyezőanyagok közé, mivel nincs közvetlen,

lokális káros hatása. Alapvetően változott azonban a megítélés, amióta felismerték a légkörben egyre nagyobb mennyiségben felgyülemlő széndioxid által okozható globális klímaváltozás, az ún. üvegházhatás veszélyét. A tökéletes égés másik terméke, a vízgőz semmilyen értelemben nem nevezhető szennyezőanyagnak, mivel egyrészt semmilyen káros hatása nincs, másrészt olyan nagymértékben változó részarányú komponense a természetes levegőnek, hogy a kibocsátása nem hozhat létre a természetestől lényegesen különböző koncentrációkat. - 93 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből 3.52 A tökéletlen égés termékei A légszennyező anyagok másik csoportját a tökéletlen égés során keletkező égéstermékek alkotják. Tökéletlen égésnél a füstgázban szénmonoxid és elégetlen szénhidrogének is találhatók. Nagyteljesítményű kazánoknál a tüzelés folyamatos ellenőrzése következtében a

tökéletlen égés termékei csak igen kis mennyiségben jelennek meg a füstgázban, nagyobb mennyiség inkább csak átmeneti üzemállapotokban fordul elő. Széntüzelésnél elsősorban a szénmonoxid megjelenésére kell számítani, de léghiányos égés esetén a szén kátrány tartalmából elégetlen szénhidrogének is kerülhetnek a füstgázba. Olaj tökéletlen égése esetén viszont az elégetlen szénhidrogének és a korom kibocsátása a jellemző, a szénmonoxid képződés csekély. Gáztüzelésnél fordulhat elő legritkábban a tökéletlen égés, ekkor szénhidrogének és kisebb mértékben szénmonoxid jelennek meg a füstgázban. Az elégetlen szénhidrogének egy része erősen rákkeltő policiklusos aromás szénhidrogén. Ezek közül egy jellegzetes vegyület a benzo(a)pirént Fajlagos kibocsátása ugyan több nagyságrenddel kisebb, mint a többi szennyezőanyagé, de már kis koncentrációban is igen veszélyes rákkeltő. Veszélyességét

növeli az is, hogy szinte minden olyan módosítás a tüzelésben, amely alkalmas a nitrogénoxid képződés csökkentésére (pl. légfeleslegtényező csökkentése, füstgázrecirkuláció, égés elnyújtása) növeli a benzo(a)pirén kibocsátását (Cirulnyikov, 1976). 3.53 Radioaktív anyagok A kémiai szennyezőanyagok mellett a széntüzelésű erőművek esetenként jelentős mennyiségű radioaktív anyagot bocsátanak a légkörbe. A szenek hamutartalmában - a lelőhely geológiai adottságaitól függő mértékben -238 mindig megtalálható a természetes 235 232 radioizotópok egy jelentős része, elsősorban az U , az U és a Th teljes bomlási 40 sora és a kálium radioaktív K izotópja. A szenekben az egyik leggyakoribb, igen 238 jellegzetes radioaktív anyag, a rádium 226 tömegszámú izotópja (U bomlási sor tagja). A valamennyi bomlási sorban megtalálható gázalakú bomlástermék, a radon teljes egésze a füstgázokkal a környezetbe kerül. Az

egyéb izotópok kémiai formájuktól és illékonyságuktól függő mértékben kerülnek a tüzelés folyamán a füstgázba. A füstgázba kerülő hányad egyrészt a füstgázzal a környezetbe távozhat, másrészt a kazán hidegebb részein a pernyeszemcsék felületére kondenzálódva a pernyével együtt nagyrészt leválasztásra kerül. A le nem választott pernye a rákondenzálódott radioaktív anyagokkal együtt jut a környezetbe. A pernyeleválasztók főleg az igen kis szemcseméretű, ezért nagy fajlagos felületű pernyét eresztik át, amelyek fajlagos aktivitása emiatt a kiinduló hamuénál sokkal nagyobb lesz. A környezetbe kerülő aktivitás tehát nagymértékben függ a pernye szemcseeloszlásától és a pernye leválasztási fokától. A szén fajlagos aktivitása a lelőhelytől függően széles határok közt változhat. A 226 Ra koncentrációja általában 1.10 Bq/kg, de néhány helyen - pl Donyeck, egyes lengyel és pennsylvaniai lelőhelyek -

elérheti a 20.100 Bq/kg-ot is (Lévai 1973, Izrael, 1971, Knyizsnyikov és Barhudarov, 1977). A hazai szenekre vonatkozó vizsgálatok eredményeit 226 Bódizs et al. (1992) a teljes bomlási sorokra számítva adja meg (ez az érték a Ra koncentráció 10.30-szorosa lehet!) Az átlagos szenek fajlagos aktivitása 100.250 Bq/kg, a visontai lignité 35 Bq/kg, a pécsi széné 300 Bq/kg, egyes 40 ajkai mintákban meghaladta az 500 Bq/kg-ot. Emellett általában 150300 Bq/kg K is található a szeneinkben. A kibocsátott pernyében kb ötször akkora koncentrációt mértek, mint a kiinduló szenekben. A kibocsátott aktivitás értéke összehasonlítva egy atomerőmű radioaktív kibocsátásával viszonylag csekély, azonban szinte teljes egészében alfa sugárzó - 94 - 3. Szennyezőanyag kibocsátás tüzelésekből egészségre igen veszélyes - izotópokból áll, míg az atomerőművi kibocsátás döntő többsége kevésbé ártalmas, béta és lágy gamma sugárzó

nemesgáz. A széntüzelésű erőművekből légkörbe kerülő rádium, tórium és kálium izotópok jól beépülnek az emberi szervezetbe, így a környezetben lakók egyes szerveit (csontvelő, tüdő) lényegesen - egyes esetekben akár két nagyságrenddel - nagyobb egyenértékű dózis éri, mint atomerőmű közelében [94]. A hazai erőművekből kibocsátott fajlagos aktivitás Bódizs et al. (1992) szerint 1988-ban általában 2001200 MBq/MW/év, de pl az Ajkai és az Inotai Erőműben 4000.7000 MBq/MW/év volt Összehasonlításul közlik, hogy a Paksi Atomerőműben - ha csak az aeroszol kibocsátást vesszük figyelembe - ugyanez az érték 0.3 MBq/MW/év volt A széntüzelésű erőművek radioaktív kibocsátása azóta a terhelés csökkenése és a pernyeleválasztók rekonstrukciója következtében lényegesen - esetenként nagyságrendekkel - csökkent. Radioaktív anyagot - ha sokkal kisebb mértékben is - az olajtüzelésű berendezések füstgázaiban is

találhatunk. 3.54 Nehézfémek Széntüzelés esetén a szén hamujában jelenlevő nehézfém komponensek egy része is megjelenhet a füstgázokban. A fizikai folyamatok - részleges elgőzölgés után kondenzálódás a pernyeszemcsék felületén ill. aeroszolként a füstgázban maradás azonos mint a radioaktív anyagoknál, konkrét, számszerű vizsgálatokat azonban sokkal kevesebbet végeztek. A pernyeszemcsék felületén bekövetkező kondenzáció veszélyességét növeli, hogy a legkisebb méretű szemcsék - amelyek fajlagos felülete igen nagy - leválasztása történik a legrosszabb leválasztási fokkal. Emiatt a mikron alatti méretű szemcsék esetleges nagy részaránya jelentősen megnövelheti a fémek és egyúttal a radioaktív anyagok kibocsátását (Beer, 1995). A legillékonyabb nehézfém a higany, a kibocsátás mennyiségi viszonyai és mechanizmusa a többi nehézfémhez képest jobban ismert. A szenek átlagos higany koncentrációja 0.15-03 ppm,

ami kb 7-12 µg/MJ fajlagos értéknek felel meg 20-40% higany megkötődést figyelembe véve ez 5-10 µg/MJ fajlagos kibocsátást jelent. Olajtüzelésnél a jóval alacsonyabb éghetetlen rész aránylag sokkal nagyobb nehézfém tartalma végül is alig kisebb, 2-3 µg/MJ fajlagos kibocsátást eredményez (Pirrone et al., 1996) A nehézfém kibocsátás hazánkban a szenek magas hamutartalma miatt nagyobb figyelmet érdemel, mint más - jobb minőségű szenet használó - országokban, jelenleg azonban sem a szeneink hamujának nehézfém tartalmára, sem a füstgázba való átmenet arányára vonatkozóan nem rendelkezünk elegendő információval. - 95 - 4. ATOMERŐMŰVEK GÁZALAKÚ RADIOAKTÍV KIBOCSÁTÁSAI Jelen fejezet a nyomottvizes atomerőművek normálüzemi radioaktív kibocsátásaival foglalkozik. A tárgyalás leszűkítését a nyomottvizes atomerőművek viszonyaira az indokolja, hogy a világon jelenleg üzemelő, épülő és tervezett atomerőművek

többsége (kb. 60 %-a) ehhez a típushoz tartozik Magyarországon is kizárólag ilyen atomerőmű üzemel, és feltehetően a közeljövőben sem fog ettől eltérő típusú épülni. Az itt leírásra kerülő módszerek egyébként nem túl jelentős módosításokkal érvényesek a könnyűvizes reaktorcsalád másik típusára, a forraló reaktorra is. A könnyűvizes reaktorok e két alaptípusa már a világ összes reaktorának kb. 90 %-át teszi ki A téma normálüzemi kibocsátásokra korlátozása azért szükséges, mert az üzemzavari és baleseti kibocsátások, azok lehetséges kiváltó okainak, eseménysorainak, következményeinek tárgyalása messze meghaladja e munka kereteit. E fejezetben a Paksi Atomerőműre vonatkozó adatokat Tyeploelektroprojekt (1968, 1974, 1976) alapján, a magfizikai adatokat Lederer, Hollander és Perlman (1968), ANL (1963) és Bede és Gács (1984) alapján vettük fel 4.1 A légköri kibocsátások forrásai A normálüzemi

radioaktív kibocsátások az atomerőmű szellőzőkéményén keresztül jutnak a légkörbe, a radioaktív anyagok azonban számos forrásból származnak és különböző utakon jutnak el a szellőzőkéményig. A legfontosabb forrásokat és folyamatokat a 4.1 ábra mutatja be Az ábrában jelzett folyamatokat és azok törvényszerűségeit a következő pontok ismertetik részletesen. üz.a hasadóanyag D rés D P H Sz1 R víztisztító gáztalanítója I A hûtõvíz A K M E R K A K szerk. anyag víztisztító Sz2 gáztisztító zsompok Ö bór n,T R P részáramú víztisztító levegõ A boxok gáztisztító légtere recirkulációs hûtõ, tisztító 4.1 ábra A radioaktív anyagok keletkezése és útja Folyamatok: H - hasadás, D - diffúzió, A - felaktiválódás, K - korrózió, n,T magreakció, P - párolgás, Sz1 - szervezett szivárgás, Sz2 - szervezetlen szivárgás. Az ábrából látható, hogy a radioaktív izotópok döntő

többségének útja a primerkörön keresztül vezet a szellőzőkémény felé (lényegében csak a reaktor körüli 41 levegő argonjának felaktiválódásából keletkező Ar a kivétel). Ezért a továbbiakban elsősorban a primerköri víz radioaktív anyag koncentrációjának alakulását és forrásait kell vizsgálni. - 96 - 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai 4.2 A radioaktív anyagmérleg Egy tetszőleges izotóp atomjainak valamely térrészben található darabszáma (N) különböző okok miatt változhat. Ezek: az izotóp ki- és belépése, a radioaktív bomlások és a magreakciók. Az időbeli változást az alábbi egyszerű differenciálegyenlet írja le: dN " = R + λ ⋅ N + ∑ σ a" , j ⋅ Φ ⋅ N j − (λ + σ a ⋅ Φ + β) ⋅ N , dt j (4.1) ahol R a vizsgált izotóp belépési sebessége a vizsgált térrészbe, λ bomlási állandó, σa abszorpciós mikroszkopikus hatáskeresztmetszet, Φ a vizsgált térrész

átlagos neutron fluxusa, β a kilépési állandó. A vesszővel jelzett értékek az azonos tömegszámú, eggyel kisebb rendszámú izotópot, a két vesszővel jelzettek pedig az azonos rendszámú, eggyel kisebb tömegszámú izotópot ill. tulajdonságait jelentik Az összefüggésben szereplő hatáskeresztmetszetek és fluxusok általában a termikus neutronokra vonatkoznak. Egyes esetekben azonban - pl N16 keletkezés nagyobb energiájú neutronok okozzák a reakciót, ekkor természetesen az ezen energiasávra vonatkozó jellemzők használandók. Egészen pontosan a σ ⋅ Φ jelölés az ∞ ∫ σ(E ) ⋅ Φ(E ) ⋅ dE (4.2) 0 integrált jelenti A (4.1) összefüggésből látszik, hogy három keletkezési és három fogyási folyamatot kell figyelembe venni. Az első keletkezési (vizsgált térrészbe kerülési) folyamat a külső forrásban keletkezett adott fajta izotóp belépési sebessége (R, atom/s). A vizsgált izotópok a vizsgált térrészben is

keletkezhetnek egyrészt az anyaelemük radioaktív (többnyire béta) bomlásával, másrészt különféle magreakciókkal, leggyakrabban az azonos elem eggyel kisebb tömegszámú izotópjának neutronbefogása útján. A radioaktív izotópmennyiség fogyása is bomlás vagy neutronbefogás útján mehet végbe, illetve - esetenként eltérő folyamatok útján eltávozhat a vizsgált térrészből. 4.3 A primerköri aktivitás és forrásai 4.31 Az aktivitás alakulása a primerkörben A primerköri aktivitás időbeli változását is a (4.1) összefüggés írja le Az alkalmazáskor nem szabad elfelejteni, hogy az összefüggésben a teljes térrészre (primerkörre) átlagolt neutron fluxus használandó, amely az aktív zóna moderátor térfogatára átlagolt Φ a fluxusból a Φp = ta ⋅ Φa tp (4.3) formában számítható, ami figyelembe veszi az aktív zónán belül tartózkodás idejének (ta) arányát a víz teljes primerköri körülfordulásának idejéhez

(tp), ami tulajdonképpen nem más, mint az összes primerköri víz aktív zónán belül tartózkodó részaránya. Az izotópok jelentős részénél viszonylag rövid idő (néhány óra vagy nap) alatt beáll az állandósult állapot. Ekkor a dNp/dt = 0 helyettesítéssel az állandósult atomszám a primerkörben: - 97 - 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai R p + λ ⋅ N p + ∑ σ a" , j ⋅ Φ p ⋅ N "j ,p Np = j . λ + σ a ⋅ Φp + β p (4.4) Igen gyakran használják a fajlagos aktivitás (térfogat vagy tömegegységre vonatkoztatott aktivitás) fogalmát, amelynek a szokásos - a primerköri víz tömegegységére fajlagosított - értéke: a= Np M , (4.5) ahol M a primerköri hűtővíz tömege. Rövid felezési idejű izotóp esetén figyelembe kell venni, hogy a fajlagos aktivitás helyfüggővé változik. Ekkor az előző összefüggés a primerköri átlagos értéket adja meg. Az összefüggésekben alkalmazandó β

p - az aktív izotóp távozási sebessége - a szivárgással és a részáramú víztisztítás révén való kikerülési folyamatot írja le: βp = { [ 1 ⋅ m " sz1 + m " sz 2 + m " t ⋅ 1 − (1 − ε ) ⋅ e − λ⋅tt M ]} , (4.6) ahol m " sz1 és m " sz 2 a szervezett illetve a szervezetlen szivárgások vízforgalma, m "t a részáramú víztisztító vízforgalma, ε a vizsgált izotóp kivonási foka a víztisztítóban, tt pedig a víztisztítóban tartózkodás ideje. A következő pontokban áttekintjük a primerköri aktivitás forrásait. 4.32 A hűtővíz saját aktivitása A hűtővíz saját aktivitása abból adódik, hogy alkotóelemei (oxigén, hidrogén és az oldott anyagok) a reaktor aktív zónáján való áthaladás közben a neutron fluxus hatására felaktiválódhatnak. Az így keletkező izotópok többsége rövid felezési idejű, így elegendő az igen gyorsan kialakuló egyensúlyi állapot vizsgálata.

Ugyanakkor éppen a rövid felezési idők miatt jelentőssé válhat a koncentráció helyfüggése. A hűtővíz egyensúlyi fajlagos aktivitásának maximális értéke az aktív zónából való kilépésnél a következő összefüggéssel számítható: a = σ ⋅ Φa ⋅ n ⋅ 1 − e − λ⋅ta , − λ +β ⋅t 1− e ( ) p (4.7) ahol n az aktiválódó izotóp magsűrűsége a hűtővízben. A primerköri hűtővíz lehetséges felaktiválódási reakcióinak fontosabb jellemzőit a 4.1 táblázatban foglaltuk össze A táblázatból látható, hogy legnagyobb 16 mennyiségben N keletkezik, ez az izotóp azonban a légkörbe nem juthat. Ha ki is kerül a primerkörből a szellőző- vagy a technológiai gázrendszerbe, mire eljut a szellőzőkémény végéhez - ehhez minimum néhány óra kell -, aktivitása teljesen 16 lebomlik. Ugyanakkor a N - mint a legnagyobb fajlagos aktivitású izotóp - igen jelentős szerepet játszik a primerkör körüli sugárvédelem

szervezésében. 24 A keletkező izotópok közül csak a Na és a trícium egy kis része jelenhet meg a légkörbe bocsátott radioaktív anyagok között, részesedésük a kibocsátásban azonban igen csekély. - 98 - 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai 4.1 táblázat A primerköri hűtővíz legvalószínűbb magreakciói Magreakció Magsűrűség, Kiváltó neut- Hatáskereszt- Termék fele- Termék fajlaronfluxus metszet, barn zési ideje gos aktivitása cm-3 H1(n,γ)H2 5.11022 7.61018 termikus termikus 0.33 4.610-4 12.6 év 2.551022 9.41018 termikus 1.810-4 stabil -- termikus stabil -- 5.21019 2.551022 termikus 〈10-4 2.110-4 29 s közepes 7.2 s nagy gyors 4.15 s nagyon kicsi O18(n,p)N18 9.41018 5.21019 1.2210-4 1.910-4 gyors 〈10-4 0.6 s nagyon kicsi Na23(n,γ)Na24 ≈2.1015 termikus 0.53 14.9 h közepes H2(n,γ)H3 O16(n,γ)O17 O17(n,γ)O18 O18(n,γ)O19 O16(n,p)N16 O17(n,p)N17 gyors stabil -kicsi A nátrium

mennyisége - ellentétben a hidrogén és az oxigén izotópokéval - a víztisztítás minőségétől függően változó lehet. A táblázatban megadott érték igen tiszta vízre vonatkozik, amelyben kb. minden 10 millió vízmolekulára jut egy nátrium atom 4.33 A hasadási termékekből származó aktivitás A hasadási termékek döntő többsége az üzemanyag pasztillák belsejében keletkezik -8 és ott is marad (a hasadó anyagnak egy igen csekély, néhányszor 10 arányú hányada a burkolat külső felületén található, mint gyártáskor rárakódott szennyezettség). A hasadványok üzemanyagon belüli mennyiségét is a (41) összefüggés írja le a következők szerint: • belépés a térrészbe (R) nincs, • a magreakcióból (lényegében hasadásból) és az anyaizotópok radioaktív bomlásából való keletkezés a kumulatív hasadási hozam (yk) segítségével Rü = c ⋅ Pt ⋅ y k (4.8) formában írható le, ahol c az 1 kJ energia

előállításához szükséges hasadások 13 száma (kb. 31210 ), Pt pedig a reaktor hőteljesítménye (ezek után külön λ ′ ⋅ N ü′ típusú taggal már nem kell számolni), • a magreakciók miatti fogyás a kiugróan nagy (több millió barn) abszorpciós 135 hatáskeresztmetszetű Xe kivételével elhanyagolható, • a kilépést leíró β ü kétféle folyamatot takar: – a felületi, néhány µm vastag rétegből a hasadási termékek egy része mozgási energiája révén azonnal az üzemanyag és a burkolat közötti résbe lép, – az üzemanyag belsejéből a hasadási termékek a mozgékonyságuktól, az -9 -8 üzemanyag-hőmérséklettől és a pasztilla repedezettségétől függően 10 .10 -1 s diffúziós állandóval a résbe diffundálnak. A résben található hasadási termék mennyiségét leíró differenciál-egyenletben az üzemanyagból való kilépést leíró β ü.Nü tag lesz a belépés Rr tagja A kilépés β r tényezője a

burkolaton keresztül a primerkörbe kerülést írja le. Értéke a felhasadt vagy - 99 - 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai gáztömörtelenné vált burkolatok részarányától függően igen széles határok közt változhat. Mivel a burkolathibák az üzemidő előrehaladtával nőnek, a kilépés időállandója az üzemidő függvényében jelentősen változhat. A primerköri vízbe lépő aktivitás két tagból adódik: a hibás burkolatokon keresztül az előzőek szerint meghatározható anyagáramból és a burkolatok külső felületén elhelyezkedő urán szennyezettségből származó hasadási termékekből. A hibás burkolatokon keresztül a hűtővízbe lépő radioaktív anyag mennyisége az Rp,1 = µ 1 ⋅ Nr ,1 + µ 2 ⋅ Nr ,2 (4.9) formában számítható, ahol az 1 ill. 2 index a kétféle meghibásodásra (felhasadás ill gáztömörtelenné válás) utal, Nr,i az i-edik típusú hibával rendelkező üzemanyag elemek réseiben

levő atomok száma, µ i pedig az arra vonatkozó diffúziós állandó. A burkolatok külső felületén elhelyezkedő urán szennyezettségből származó hasadási termékek okozta belépés a primerkörbe az Rp,2 = 0.5 ⋅ Rü ⋅ F ⋅b Mu (4.10 ) 2 formában számítható, ahol F a fűtőelemek összes felülete a zónában (m ), b a 2 burkolat külső felületének urán szennyezettsége (g/m ), Mu pedig a reaktor teljes urán töltete (g). 4.34 A korróziós termékek aktivitása A primerkör szerkezeti anyagainak - igen kis mennyiségű - korróziós termékei a vízáramba kerülve éppen úgy áthaladnak az aktív zónán, mint a hűtővíz alkotóelemei. Ennek megfelelően egyensúlyi aktivitásuk a (4.4) összefüggéssel határozható meg, ha ismerjük az aktiválható izotóp magsűrűségét a hűtővízben. Ezt azonban igen sok hatás befolyásolja, amelyek közül egyesek, mint például a korróziós sebesség, a korróziós termék kirakódási és

lemosódási sebessége a primerkör különböző szerkezeteiben, az izotóp-kicserélődési effektus hatása stb. nem eléggé ismertek és ez a számításokban nagy bizonytalanságot eredményez. Egy másik lehetséges folyamat, hogy az aktív zónában elhelyezkedő burkolat és szerkezeti anyagok aktiválódnak az ottani neutronfluxus hatására és a korrózió során az anyag egy része már eleve radioaktív izotópként kerül a primerkörbe. Emiatt figyelembe véve a reaktor kb egyéves átrakási periódusát - nem is alakul ki az egyensúlyi aktivitás, mert az aktív korróziós termékek között vannak több hónap vagy 95 55 56 60 év felezési idejűek is (pl. Zr , Fe , Mn , Co ), amelyek egyre nagyobb fajlagos aktivitással kerülnek a hűtővízbe. A leirt nehézségek miatt a korróziós aktivitás számítása csak nagy bizonytalansággal lehetséges, megbízhatóbbnak tűnnek a már üzemelő reaktoroknál mért koncentráció értékek. A korróziós aktivitás

jelentősége a légköri kibocsátások szempontjából kicsi, egyrészt viszonylag alacsony értéke miatt (általában 2-3 nagyságrenddel kisebb, mint a hasadási termékekből származó aktivitás), másrészt pedig azért, mert nem illékony fémekből tevődik össze, így csak igen kis hányada juthat át a szellőzőrendszerbe és igen jól kivonható a vízből is (ioncserélővel) és a levegőből is (aeroszol-szűrőkkel). - 100 - 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai 4.35 A hűtővíz trícium aktivitása A 4.32 pontban már láttuk, hogy a hűtővíz természetes vagy neutronbefogással keletkezett deutérium tartalmának egy része a reaktoron áthaladva tríciummá alakul. Emellett az üzemanyag hármas hasadása és a bóros szabályozás következtében a bór 10-es tömegszámú izotópjának neutronbefogása útján is keletkezik trícium. Az üzemanyag hármas hasadásakor a két középnehéz hasadási termék mellett trícium is

keletkezik közvetlenül a hasadásból. Ennek a valószínűsége viszonylag kicsi 235 239 - U termikus neutronok okozta hasadásánál kb. 0,013%, Pu hasadásánál kb. 0,023% - a keletkező trícium mennyisége azonban így is kb. 20 MBq/s egy 1000 MW eos termikus reaktornál (Gratwohl, 1973) Az üzemanyag belsejében keletkező trícium hűtővízbe jutása hasonló módon játszódik le, mint a többi gázalakú hasadási terméknél. Emellett trícium az üzemanyagelemek felületi urán-szennyezettségében lejátszódó hasadásból közvetlenül is kerülhet a hűtővízbe. 10 A bór neutronbefogásakor közvetlenül B (n,2α)T reakcióval vagy két lépésben 7 B (n,α)Li (n,nα)T reakciókkal keletkezhet trícium. A reaktorszabályozást, illetve kiégés 10 7 kompenzálást szolgáló neutronelnyelő folyamat a B (n,α)Li reakció, amelynek hatáskeresztmetszete kb. 2500 barn termikus neutronokra A másik két reakció csak gyorsneutronok hatására megy végbe és

hatáskeresztmetszetük csak század barn nagyságrendű. A bóros szabályozás következtében egy 1000 MW e-os PWR típusú erőműben általában 1-2 MBq/s trícium keletkezik (Gratwohl, 1973). 10 A trícium fogyása a primerkörben - a hasadási termékekhez hasonlóan - radioaktív bomlással és szivárgásokkal való eltávozás útján következik be. A trícium neutronbefogása elhanyagolható mértékű. A szivárgásokkal való távozásnál figyelembe kell venni, hogy a trícium a primerkörben nem oxid - azaz víz - hanem gáz formában van jelen. Az elmondottak értelmében a trícium mennyiségének időbeli változását éppen úgy a (4.) egyenlettel írhatjuk le, mint más hasadási termékekét, csak a neutronbefogás útján való keletkezést figyelembe vevő tagot (az összefüggés jobb oldalának 4.tagja) háromszor kell az egyenletbe beírni, tekintettel a tríciumot létrehozó háromféle, azaz 10 7 D(n,γ)T, B (n,2α)T és Li (n,nα)T reakcióra. 4.4 A

radioaktív anyagok útja a szellőzőrendszerben 1.11 Kijutás a szervezett szivárgásokkal A primerkör egyes tömszelence jellegű részeinél - elsősorban a főkeringető szivattyúknál - elkerülhetetlen a primerköri víz kismértékű szivárgása. Ezeken a helyeken a szivárgó vizeket egy zárt rendszerben összegyűjtik, majd gáztalanítás és ioncserélős víztisztítás után visszavezetik a primerkörbe. Ilymódom a szervezett szivárgásoknak csak a gáztalanítóból elvezetett gázhalmazállapotú aktivitása kerülhet a szellőzőrendszerbe. Az egyes radioaktív nemesgázok időegység alatt a szellőzőrendszerbe jutó mennyisége a következő összefüggéssel számítható: " sz1 A1 = a ⋅ m (4.11 ) A gáztalanítóban leválasztott gáz - a radioaktív nemesgázok mellett - a primerkörben radiolízis miatt keletkező oxigént és hidrogént, valamint vízgőzt tartalmaz. Hasonló összetételű - csak időszakosan megjelenő és összességében

jóval kisebb mennyiségű - gázkeverék érkezik a bóros szabályozás gáztalanítójából és a térfogatkompenzátorból. Ezeket összegyűjtve és - a robbanásveszélyesség - 101 - 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai megszüntetése érdekében - nitrogénnel felhígítva egy gáztisztító rendszerbe vezetik. A rendszer elemeit és kapcsolását a 4.2 ábra mutatja szervezett szivárgások gáztalanítójától bóros szabályozástól, térfogatkompenzátortól hűtő és párakondenzátor nitrogén kéménybe fűtőtartály aeroszol szűrő hidrogén égető aktív szén adszorber hűtő és párakondenzátor zeolit szűrő aeroszol szűrő 4.2 ábra A szervezett szivárgások gáztalanítójának gáztisztító rendszere A rendszer egyes elemei és funkcióik: • hűtő és párakondenzátor: hűti a gázkeveréket és a vízgőz jelentős részét leválasztja, • fűtőtartály: a katalitikus égetéshez szükséges hőmérsékletre

melegíti fel a gázkeveréket, • hidrogénégető: a gázkeverékben levő oxigént és hidrogént katalizátor felületen vízgőzzé egyesíti, • hűtő és párakondenzátor: elvonja az égetőben keletkezett reakcióhőt és ismét leválasztja a - hidrogén égetőben keletkezett - vízgőz jelentős részét, • aeroszol szűrő: leválasztja a folyamat ideje alatt a radioaktív nemesgázok bomlásából keletkezett - főként rubídium és cézium - aeroszolokat, • zeolit szűrő: eltávolítja a maradék nedvességet, • aktív szén adszorber: hosszú tárolási idejével lehetőséget ad a radioaktív izotópok lebomlására, • aeroszol szűrő: leválasztja az aktív szén adszorber tárolási ideje alatt a radioaktív nemesgázok bomlásából keletkezett aeroszolokat. A rendszer kulcseleme az aktív szén adszorber, amely nagy fajlagos felületén gázatomokat vagy molekulákat tud fogva tartani. Az érkező újabb gáz részecskék - ha a megkötött mennyiség

elérte a telítési értéket - lelökdösik a felületen már régebben ottlevőket, így kialakul egy átlagos tárolási idő, amely alatt a rövid felezési idejű radioaktív izotópok gyakorlatilag teljesen lebomlanak, a hosszabb felezési idejűek mennyisége is jelentősen csökken. Az átlagos tárolási idő az atomok méretétől függ, - 102 - 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai így xenonra lényegesen (közel két nagyságrenddel) nagyobb, mint kriptonra, a nitrogén pedig lényegében nem vesz részt a folyamatban. Az aktív szén adszorber egy reálisan megvalósítható térfogatban is kriptonra 10.80 óra, a lényegesen nagyobb mennyiségben keletkező xenonra pedig 20.50 nap átlagos tarolási időt biztosíthat A Paksi Atomerőműben az átlagos tárolási idő - a műszaki tervek szerint - xenonra több mint egy hónap, kriptonra valamivel több mint fél nap. Az aktív szén adszorber nagyon érzékeny a nedvességre, ezért szükséges

a vízgőz lehető legjobb eltávolítása a gázból. Ezt a feladatot a rendkívül higroszkópos zeolit nevű ásvánnyal töltött adszorber (amit nem egészen helyesen szűrőnek neveznek) látja el. Az adszorbert telítődése után a beépített fűtéssel felhevítik, ettől kiszárad, azaz regenerálódik. A folyamatos üzem fenntartása érdekében emiatt több általában három - párhuzamos gáztisztító rendszert kell beépíteni 4.42 Kijutás a szervezetlen szivárgásokkal Kismértékű szivárgások felléphetnek a primerkör olyan tömörtelenségein keresztül is, ahol szivárgást nem terveztek, így annak összegyűjtését és elvezetését nem oldották meg, vagy a várható szivárgás olyan csekély, hogy az összegyűjtés nem célszerű. Amíg ez a szervezetlen szivárgás nem halad meg egy ésszerűen alacsony határt, addig a reaktor üzeme minden beavatkozás nélkül folyik tovább. Mivel a primerkör általában konténmentben vagy hermetikus boxokban

helyezkedik el, a szervezetlen szivárgások is ezekben a többi helyiségtől elzárt, önálló szellőzőrendszerrel rendelkező terekbe kerülnek. A hermetikus helységrendszer vázlatát a 43 ábra mutatja. V Vr szűrők hűtő Vsz szűrők 4.3 ábra A hermetikus helységrendszer és szellőző rendszerei A szervezetlen szivárgásokkal a primerkörből kilépő aktivitás: " sz 2 . A2 = a ⋅ m (4.12 ) A primerkörből szivárgó vizek gázalakú aktivitása gyakorlatilag teljes egészében kilép a vízből és a szellőzőrendszerbe jut. A többi radioaktív anyagnak - illékonyságtól függően - néhány százaléka, ezreléke, esetleg ezreléknél is kisebb része lép a helyiségek légterébe és a szellőzőrendszerbe. Az időegység alatt a szellőzőrendszerbe jutó aktivitás: A hermetikus rendszer légterében levő aktivitás időbeli változását a dNh V" V" = p ⋅a ⋅m " sz 2 − ε r ⋅ Nh ⋅ r − Nh ⋅ sz , dt V V - 103 - (4.13

) 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai differenciálegyenlettel írhatjuk le, ahol Nh a hermetikus rendszerben levő aktív atomok száma, p a vizsgált izotóp légtérbe kerülésének aránya, V a hermetikus rendszer térfogata, εr a recirkulációs szellőző rendszer szűrőjének leválasztási foka, a recirkulációs szellőző rendszer, V"sz pedig a szívó szellőző rendszer V"r térfogatárama 4.43 A levegő aktiválódása a reaktor környezetében A levegő egyes komponenseiből a reaktortartály környezetében a kiszökő neutronfluxus áltál kiváltott magreakciók következtében radioaktív izotópok keletkeznek. Ezek közül csak az argon 41-es tömegszámú izotópja keletkezik számottevő mennyiségben, az egyéb nemesgázok aktivitása legalább 3.4 nagyságrenddel kisebb, az oxigén, nitrogén és széndioxid pedig gyakorlatilag egyáltalán nem aktiválódik. 4.44 Az aktivitás változása a szellőzőrendszerben A

szellőzőrendszerben két ok miatt változik az aktivitás: az egyik a levegő szűrése, a másik a szellőzőrendszerben tartózkodás ideje alatt bekövetkező radioaktív átalakulás. Az atomerőmű különböző részeit szellőztető rendszerek levegőjét a szellőzőkéménybe vezetés előtt általában aeroszol-szűrökön vezetik keresztül, amelyek a levegőáramban az aktív aeroszolok mennyiségét 2.3 nagyságrenddel csökkentik. A szervezetlen szivárgások lehetséges helyeit szellőztető rendszereket pedig általában jódszűrökkel is ellátják, amelyek szintén 2.3 nagyságrend aktivitás csökkenést hoznak létre. Ezek a megoldások azonban nem csökkentik a radioaktív nemesgázok mennyiségét és a szellőzőrendszerben töltött idő alatt - ami többnyire kevesebb, mint egy óra - csak a nagyon rövid felezési idejű izotópok mennyisége csökken jelentősebb mértékben. A szervezett szivárgások gáztalanítójából kikerülő nemesgázok számára

azonban - mint a 4.41 pontban láttuk - a technológiai gáztisztító rendszer igen hosszú tárolási időt biztosíthat. Ezek alapján a szellőzőkéményen kibocsátott aktivitást az izotópok többsége esetén a következő formában számíthatjuk: Qa = A1 ⋅ e − λ⋅t gt + Nh " ⋅Vsz ⋅ (1− ε sz ) ⋅ e −λ⋅tsz , V (4.14) ahol εsz a szívó szellőző rendszer szűrőjének leválasztási foka, tgt a gáz tartózkodási ideje a szervezett szivárgások gáztisztítójában, pedig a szívó szellőző tsz rendszerben. Ettől eltérő - lényegesen bonyolultabb - módon kell számítani azoknak az izotópoknak a kibocsátási sebességét, amelyek a szellőzőrendszerben is számottevő mennyiségben keletkezhetnek anyaelemükből. Ezek elsősorban a radioaktív nemesgázokból keletkező alkáli fémek (rubídium és cézium) izotópjai, számításuk módját, tekintettel arra, hogy ezen izotópok jóval nagyobb mennyiségben keletkeznek a légköri

terjedés során, mint a szellőzőrendszerben itt nem ismertetjük. A szellőzőkéményen kibocsátott aktivitás döntő többségét a nemesgázok adják, mivel ezek mind a szervezett, mind a szervezetlen szivárgásokon keresztül kijutnak a primerkörből és esetükben p = 1 és εsz = 0, vagyis mennyiségük csak a radioaktív bomlás révén csökken. - 104 - 4. Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai 4.5 Radioaktív átalakulás a kibocsátás után A terjedés során bekövetkező egyszerű radioaktív bomlás az 5. fejezetben ismertetett módon a terjedési modellben figyelembe vehető. Lényegesen bonyolultabb lesz az aktivitás időbeli változása olyan radioaktív izotóp esetén, amely a terjedés során nemcsak elbomlik, de anyaeleméből keletkezik is. Ebben az esetben az aktivitás - a terjedési modellben használható fiktív forráserősség - időszerinti változását a következő összefüggés írja le: Q(t ) = Qo ⋅ e −λ⋅t + Qo′

⋅ λ ⋅ e −λ ′⋅t − e − λ⋅t , λ − λ′ ( ) (4.15) ahol Qo és Q o′ a vizsgált izotóp, illetve anyaelemének valóságos forrásintenzitása. Abban az esetben, ha az anyaelem is keletkezik a terjedés során, az összefüggés további taggal (vagy tagokkal) bővül, e bonyolultabb függvények az izotóptechnikai irodalomból jól ismertek, így ezekre - tekintettel kisebb jelentőségükre is - most nem térünk ki. 4.2 táblázat A leányelemek maximális relatív aktivitása jele Az anyaelem felezési ideje jele Kr 87 1.3 h Rb Kr 88 2.77 h Rb Kr 89 Kr 90 3.2 m 135 Xe 138 Xe 88 17.8 m 0.766 3850 89 15.4 m 0.138 547 90 2.9 m 0.128 98 Rb 9.13 h Cs 17 m Cs 3.2 m Kr 90 33 s 135 138 6 2.610 y 32.2 m -15 A maximum időpontja, s 5.10 y Rb Kr 10 A leányelem max. relatív aktívitása 87 33 s 89 A leányelem felezési ideje 2.9510 -10 3.4810 226000 6 1.0410 1990 0.258 Sr 89 -5 50.5 d 4.6810

11600 Sr 90 28 y 3.7310 -8 3930 A terjedés során keletkezés elsősorban a rubídium és cézium izotópok esetén jelentős, amelyeknek kibocsátása elhanyagolhatóan csekély, anyaelemeik - a kripton és a xenon - azonban nagy mennyiségben kerülnek a légkörbe. A jelenség érzékeltetésére a 4.2 táblázatban ismertetjük ezen izotópok aktivitásának maximális értékét az anyaelem egységnyi aktivitására vonatkoztatva és a maximum kibocsátás utáni időpontját. Ezek a jellemzők a következő összefüggésekből számíthatók: λ′ λ   λ − λ′ λ − λ′ λ λ λ Qmax       , = ⋅   −   λ′   λ − λ ′  λ ′  Qo′   λ′ λ . = λ′ − λ (4.16) ln tmax (4.17) A táblázatban - a teljesség kedvéért - szerepel két stroncium izotóp is, amelyek a kriptonból induló bomlási lánc harmadik tagjai. A táblázatból látható, hogy a legtöbb - 105 - 4.

Atomerőművek gázalakú radioaktív kibocsátásai 138 rubídium izotóp és a Cs jelentős mennyiségben keletkezik és maximumukat a talajszintre kerülés időigényével azonos nagyságrendű idő után érik el. - 106 - 5. SZENNYEZŐANYAGOK LÉGKÖRI TERJEDÉSE 5.1 A terjedés modellezése 5.11 A modellezés célja Szennyezőanyagok légköri terjedésének modellezése többféle célt szolgálhat. Ezek egy része esettanulmány jellegű vizsgálatokat igényel (pl. havária esetek kiértékelése, elhárítási tervek készítése), ilyenkor egy adott környezetre és egy vagy néhány kiválasztott meteorológiai állapotra kell a terjedési vizsgálatokat elvégezni. Más esetekben – és ezek a gyakoribb feladatok – teljeskörű, a lehetséges meteorológiai állapotok összességére kiterjedő, statisztikai alapon értékelhető terjedési vizsgálatot kell végezni. Ezek közül – a teljesség igénye nélkül – kiemelhető az ipari létesítmények

döntés-előkészítése, a hatósági engedélyezési eljárás, a jogi szabályozások előkészítése. E célokra – nem utolsó sorban az elvégzendő számítások nagy mennyisége miatt – leginkább a viszonylag egyszerűen kezelhető, mégis elfogadható pontosságú, statisztikusan kezelhető füstfáklya modellek (pl. a Gauss modell) alkalmazhatók. Az ilyen esetekben a vizsgálat többnyire a jövőre vonatkozik, ehhez a múltból kell meríteni a kiinduló adatok egy részét, pl. a különböző meteorológiai állapotok előfordulási valószínűségeit. További kiinduló adatoknak a kiválasztott vagy feltételezett környezet tulajdonságait (érdesség, domborzat, beépítettség) kell figyelembe venniük. A szennyezőanyagok légköri terjedése modellezésének célja a kibocsátó források környezeti hatásának vizsgálata. Mivel az "elviselhető" környezeti hatás mértékét jogszabályban rögzített immisszió norma írja elő, a feladat

legtöbbször annak ellenőrzése, hogy a vizsgált létesítmény kibocsátása által okozott talajközeli koncentráció – figyelembe véve az egyéb forrásokból származó alapterhelést is – meghaladja-e az immisszió normában szereplő határokat, vagy azokon belül marad. A légszennyezések vizsgálatánál többször felmerül a "mérni" vagy "számítani" kérdés. Pontosabban fogalmazva: mi a jobb, a vizsgált körzetben végzett terepmérés vagy terjedés matematikai modellezése? Az első látásra megbízhatóbbnak tűnő konkrét immisszió mérésnek, a következő főbb (többségében kiküszöbölhetetlen) hátrányai vannak (Gács és Bodnár, 1994): • hosszú időt vesz igénybe, • viszonylag költséges, • a mérési hely megválasztása terepviszonyok (hozzáférhetőség) függvénye, • a mért értékből nem lehet különválasztani a vizsgálni szándékozott objektum hatását a többi forrásétól és az

alapterheléstől, • csak a meglévő szennyező objektumokra lehet alkalmazni, vagyis egy új (a tervezés fázisában lévő) létesítmény várható levegőkörnyezeti hatása ilyen módón nem prognosztizálható, • a mérési pontosság valamint a mérési és kiértékelési folyamat nagymértékben függ a mért szennyezőanyagtól és annak kibocsátott mennyiségétől. A számítással végzett – általában számítógépes – terjedésmodellezés ezzel szemben: - 107 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése • rendkívül rövid idő alatt elvégezhető, • jelentősen olcsóbb, • lényegesen hosszabb időszak, akár több évtized statisztikai adatait tartalmazó meteorológiai adatbázis felhasználásával végezhető a modellezés, • olyan pontok immissziós viszonyai is számíthatók amelyeken mérőkészülékek fizikai elhelyezése lehetetlen vagy csak nagyon nehezen lenne megvalósítható, • az immissziós viszonyok alakulása előre

jelezhető, ennek főleg a tervezet új létesítmények környezeti hatásvizsgálatánál van kiemelkedő jelentősége, • a rendkívül kis mennyiségben előforduló (gyakorlatilag mérhetetlen) de ugyanakkor nagyon veszélyes szennyezőanyagok (pl. PCB, fémek, radioaktív anyagok) terjedése is követhető, • a mérések kiszolgáltatottak a meteorológiai viszonyoknak, míg a számítógépes modellezéssel lehetőség van olyan extrém állapotok értékelésére is, amelyeknek a konkrét mérés periódusában csekély vagy csaknem kizárt az előfordulási valószínűsége. Természetesen a matematikai modellezésnek is vannak hátrányai. Ezek közül a jelentősebbek: • a számítások eredményei csak annyira lehetnek megbízhatóak, mint a terjedési modellek, vagyis az emberi ismeret korlátozza a pontosságot, • a számítások végrehajtásához – a modellek korlátai miatt – általában igen sok egyszerűsítő feltevéssel, közelítéssel kell élni,

amelyek szintén rontják a megbízhatóságot. Különösen bonyolult felszín feletti terjedés vizsgálatánál válhatnak súlyossá a közelítések félrevezető hatásai. Ilyenkor felmerülhet a matematikai modellezés helyett a fizikai modellek alkalmazása. Bár a továbbiakban elsősorban a matematikai modellezéssel foglalkozunk, emiatt az 5.14 pontban röviden áttekintjük a fizikai modellezés helyét és lehetőségeit is. 5.12 A terjedési modellek fajtái A szennyezőanyagok légköri koncentrációja térbeli és időbeli alakulásának leírására – a célok sokféleségének megfelelően – igen nagyszámú, különböző modellt hoztak létre. A modellek legfontosabb jellemzői a térbeli és időbeli kiterjedésűk ill stacioner vagy időfüggő voltuk. A térbeli és időbeli kiterjedés nem teljesen független egymástól Így például azok a globális modellek, amelyek a Föld teljes légkörének változásait írják le, térben is, időben is nagy

terjedelmet kell átfogjanak és természetesen instacioner folyamatokat vizsgálnak. Ezek a modellek az egyes források egyedi hatására nézve semmilyen információt nem adnak. Valamivel kisebb térbeli skálán mozognak a kontinentális és regionális modellek. Ezek vizsgálhatják a kibocsátások alakulásának hatását több évtized időtávlatban (pl. Alcamo et al., 1984) az európai savas ülepedés leírására), egyes nagyobb térségek kibocsátásainak együttes hatását (pl. Szepesi, Popovics, Fekete, 1982 és Feketéné, 1987) vagy egyedi nagy kibocsátások igen nagy távolságú hatását. Ez utóbbi kategóriába tartozik pl. a MESOS modell, amellyel többek között a csernobili baleset radioaktív felhőjének terjedését is modellezték (ApSimon, 1985: és ApSimon és Wilson, 1986). A skála másik végén, legkisebb kiterjedésükkel a füstfáklya modellek helyezkednek el, amelyekkel a későbbiekben részletesen foglalkozunk. - 108 - 5.

Szennyezőanyagok légköri terjedése A terjedési modelleket szemléletük szerint két nagy csoportba szokás sorolni: a) Az Euler-i szemléletű modellek a földhöz rögzített koordináta-rendszerben vizsgálják a terjedési folyamatot. b) A Lagrange-i szemléletű modellek a hígulási, átalakulási stb. folyamatokat a mozgó levegővel együtt haladva vizsgálják. Egy más csoportosítás szerint Szepesi (1989) az általa ismertetett terjedési modelleket a következő kategóriákba sorolja: 1. Egyszerű determinisztikus modellek Empirikus adatokon alapulnak, legegyszerűbb formában csak levegőminőségi indexet használnak, fejlettebb formában (területi forrás ill. rollback modellek) az emisszió és az immisszió között írnak fel tapasztalati alapokra építve lineáris kapcsolatokat. 2. Statisztikus modellek Egyidejűleg észlelt meteorológiai és levegőminőségi adatokra épített matematikai-statisztikai modellek. 3. Füstfáklya és puff modellek

Folyamatos és pillanatszerű kibocsátások lokális hatásának követésére alkalmas modellek. 4. Box és multibox modellek A diffúzióegyenlet integrális formáját használó modellek, amelyek egy-egy terület feletti “levegődoboz”-ban levő szennyezőanyag mennyiség változását írják le a boxon belül homogén eloszlás feltételezésével. Léteznek Lagrange-i szemléletű mozgó boxokkal operáló modellek is. 5. Grid modellek A transzport- és diffúzióegyenlet véges differenciákkal való megoldásával dolgozó numerikus modellek. 6. Részecske modellek Vegyes szemléletű modellek, amelyek a szennyezőanyag mozgását követik egy Euler-i hálózat (grid) rendszeren keresztül. Itt a részecske elnevezés nem feltétlenül szilárd anyagra utal, jelenthet gázrészecskéket is. 7. Fizikai modellek Szélcsatornában, folyadék-térben megépített léptékhű modellezés 8. Regionális modellek Többszáz kilométeren keresztül követik a szennyezőanyag

nagytávolságú terjedését. Legjellemzőbb a Lagrange-i trajektória modell, de ide sorolhatók némely grid ill. részecske modellek is 5.13 A füstfáklya modellek jellemzői A füstfáklya modellek egyedi kibocsátások közvetlen lokális hatásának vizsgálatára készültek. Az esetek többségében stacioner állapotokat vizsgálnak, érvényességük általában néhányszor tíz kilométerre, ill. a stacioner kibocsátási és meteorológiai állapotok fennállásának idejére terjed ki. Nem vagy csak nehézkesen, pontatlanul használhatók komplex felszín feletti vagy extrém meteorológiai körülmények közötti terjedés követésére. A terjedési folyamat igen sok paraméter függvénye és ezek a kapcsolatok a legtöbb esetben nem írhatók fel egyszerű matematikai összefüggésként. Annak érdekében, hogy a vizsgálatokat a lehetőségeknek megfelelően egyszerűsítsük, célszerű külön-külön vizsgálni az emelkedő szakaszt, nem vizsgálva az

emelkedő füstzászló kiszélesedési folyamatát, valamint a terjedési szakaszt úgy tekintve, mintha forrás fölött az effektív forrásmagasságban lévő pont lenne a forrás és nem lenne járulékos kéménymagasság. Ennek megfelelően járunk el a Gauss modell alkalmazását bemutató 5.3 alfejezetben is A füstfáklya modellek a terjedési folyamatleírására egy olyan derékszögű koordinátarendszert használnak, amelynek az origója a szennyezőforrás (kémény) talppontja , az x tengely a széliránnyal párhuzamos, az y tengely erre merőleges, - 109 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése vízszintes irányú, a z tengely pedig függőleges, felfelé mutató. A földfelszínről feltételezik, hogy a vizsgált területen vízszintes sík, vagyis az xy síkkal azonos. Az 5.1 ábrában a koordinátarendszeren kívül feltüntettük a füstzászló valódi (folyamatos vonal) és fiktív (szaggatott vonal) kontúrját is. A füstfáklya modellek általában

feltételezik, hogy a kialakuló koncentráció arányos a forráserősséggel és fordítottan arányos a szélsebességgel. A kiszélesedési folyamatot a szélmező örvényességének tulajdonítják és ennek intenzitását vizsgálják. A legelterjedtebb modellek a   y  r  (H − z)  s  q(x, y, z) = A ⋅ exp−   −    C     B    (5.1) sémába illő explicit kifejezéseket használják a koncentráció eloszlás leírására Az A, B és C jelű kifejezéseket valamint az r és az s kitevőket a különböző modellek eltérően adják meg. Bosanquet és Pearson (1936) modelljében pl r = 2 és s = 1, Calder (1949) modelljében mindkét kitevő értéke 1, míg a legjobban bevált Gauss típusú modelleknél (pl. Sutton, 1953, Slade, 1968) r = s = 2 z ∆h H y h u x 5.1 ábra A füstfáklya helyzete a koordinátarendszerben A füstfáklya modellekkel közeli rokonságot mutatnak az ún. puff modellek, amelyek

pillanatszerű forrásokból kikerülő szennyezőanyag terjedését matematikailag a füstfáklya modellekhez hasonló módon írják le. Eredetileg a légköri atomrobbantások radioaktív felhőinek követésére fejlesztették ki őket. 5.14 A matematikai és a fizikai modellezés kapcsolata 5.141 A matematikai modellek korlátai A jelenleg használatos Gauss-típusú füstfáklya modellek némely esetben elfogadható pontossággal írják le a terjedést, más esetekben (pl. domborzat vagy épületek miatt - 110 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése erősen zavart áramlás, extrém meteorológiai helyzetek) igen rossz közelítést adnak vagy egyáltalán nem használhatók. A hibák egyrészt a tengelyvonal mozgásának, másrészt a hígulási folyamatnak a rossz leírásából adódhatnak. A járulékos kéménymagasságnak az 5.31 pontban leírt kezelése már eleve eltérést ad az emelkedő szakaszon a füstfáklya valódi és a modell által leírt

tengelyvonala között. Ez akkor okoz komoly hibát, ha a kibocsátás közelében próbálunk meg viszonylag magasan elhelyezkedő pontra (pl. egy közeli építmény magasan fekvő része) koncentrációt számolni. A tengelyvonal helyzetének hibás közelítése elsősorban domborzat által befolyásolt területen lehet nagy eltérések okozója. Ezt mutatja be Gács (1994a) alapján erősen leegyszerűsített domborzati és áramvonal képekkel az 5.2 ábra (a valóságban az áramvonalaknak természetesen nincs töréspontjuk). A. Az áramvonalak alakulása 800 700 600 500 400 300 200 100 0 B. Az áramvonalak közelítési módjai 350 300 250 200 A. ábrarészbõl 150 "optimista" "pesszimista" 100 "reális" 50 0 5.2 ábra Domborzat hatása az áramlásra Az A. ábrarészen a talajszinttől 300 méter magasról induló áramvonalnak a talajszinttől mérhető távolságát a B. ábrarész vastag vonala mutatja be Az alapmodell a talajjal

párhuzamos terjedést tételez fel, azaz a hosszú szaggatott vonalnak megfelelő igen optimista (alulbecslő) képet mutatja. Megfelelő módszerekkel a modell korrigálható úgy, hogy a számításba vett tengelymagasságot a szintváltozásnak megfelelő mértékben változtatjuk. Ez olyan – igen pesszimista (felülbecslő) – eredményt ad, mintha a füstfáklya tengelye a domborzat hatására egyáltalán nem változtatná helyzetét (ad absurdum: átbökhetné a talajt is). A viszonylag reális közelítés az ábrába könnyen berajzolható (folyamatos vékony vonal), ha ismerjük a vizsgálandó áramvonal tényleges helyzetét. (Ezt a kérdést részletesebben tárgyalja az 5.33 pont) E vonatkozásban a jelenlegi matematikai modellek semmilyen útmutatást nem adnak. - 111 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése A hígulási folyamatot elsősorban a szélmező örvényessége befolyásolja. Az örvényesség intenzitása számos tényezőtől függ. Ezek közül

a legjelentősebbek a felszín érdessége, a szélsebesség, a légkör stabilitása, a talajszinttől mért magasság és a terjedés útjában álló akadályok. Fontos kérdés annak eldöntése, hogy mit nevezünk érdességnek és mit akadálynak. Egyértelműen érdességként vehetők figyelembe azok a felszíni, domborzati elemek, amelyek átlagos magassága a füstfáklya magasságához képest kicsi és a felszínt viszonylag egyenletesen borítják, azaz az érdesség nagyobb területen homogénnek tekinthető. Biztosan akadályként értékelendő az olyan nem homogén eloszlásban vagy egyedülállóan megjelenő domborzati elem (ideértve az épületet is), ami módosítja a füstfáklya tengelyének helyzetét is. Nehéz és megoldatlan kérdés azonban az érdesség és az akadály közötti határvonal pontos kijelölése. A jelenleg használatos füstfáklya modellek a hígulási folyamatot a vízszintes és függőleges szórásértékek távolság szerinti

változásával írják le. Az érvényes magyar szabványban rögzített szórási paraméterek figyelembe veszik a légköri stabilitás (sík területek feletti terjedésre vonatkozóan elég pontosan ismert) hatását, továbbá az effektív forrásmagasság és az érdességi paraméter arányát. A szabvány útmutatást is ad az érdességi paraméter számértékének megválasztásához. A szabványból kiolvasható értékek használhatók egy átlagos "erdő", egy átlagos "település" stb. esetére, ha annak a kiterjedése elég nagy ahhoz, hogy más érdességű terület ne befolyásolja a vizsgált terjedést. Arra vonatkozóan semmilyen információval nem rendelkezünk, hogy mi a helyes eljárás olyankor, amikor a fenti feltételek nem állnak fenn. Csak példaként néhány ilyen – a valós viszonyok között elég gyakran előforduló – lehetőség: • a forrás két különböző érdességű terület határán áll (nem ritka eset a város

szélére telepített kémény!), • az érdesség a füstfáklya alatt valahol megváltozik, • a viszonylag egyenletes érdességet egy vagy néhány kiemelkedő – de azért még nem akadálynak minősülő – domborzati elem megtöri. 5.142 A fizikai modellezés lehetőségei A fizikai modellezés alatt a szélcsatornában végzett terjedési vizsgálatot értjük. A vizsgálandó kibocsátó forrás és környezete makettjét megépítve a szélcsatornában vizsgálható a terjedési folyamat. A léptéket egyik oldalról meghatározza a modellel szemben támasztott részletesség, valósághűség igény, másik oldalról a szélcsatorna és a vizsgálandó terület méreteinek aránya. A szélcsatornában – ha a sebességprofil kialakítása megfelelő – jól követhető a füstfáklya tengelyének emelkedő szakasza, valamint az akadályok hatása a füstfáklya helyzetére és kiszélesedési folyamatára. Feltehetően – bizonyos korlátok között – a

szélcsatorna modell alkalmas lehet az érdességi viszonyok hatásának vizsgálatára is. Biztosan nem modellezhető a légköri stabilitás hígulásra gyakorolt – egyébként nagyon fontos – hatása. Miután a szélcsatornában a függőleges kicserélődést akadályozó stabil ill. azt gerjesztő labilis hőmérsékleti rétegződés nem hozható létre, a vizsgálható esetek a semleges légköri állapotra korlátozódnak. Az ettől eltérő stabilitási állapotokra csak a terepmérések eredményei alapján kidolgozható korrekciókból lehet következtetni. A lehetőségek és a korlátok figyelembevételével a fizikai modellezésnek két fontos területe lehet: az egyedi esetek modellezése és a matematikai modellek javítása. - 112 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése Egyedi esetek modellezésére akkor kerülhet sor, ha a kibocsátás környezeti hatásának jelentősége és a matematikai modellek nincsenek egymással összhangban. Ilyen eset lehet

például a nagy kibocsátással járó baleseti kibocsátások modellezése. Az elrendezés, a telepítés eldöntéséhez, a balesetelhárítási intézkedések kidolgozásához alapvető információkat ad a terjedés ismerete, ugyanakkor a legtöbbször az építményeknél kisebb magasságú, nagy felületű kibocsátás hatását a matematikai modellezés nagy bizonytalansággal tudja csak követni. Hasonló lehet a nagy forgalmú közlekedési utak tervezése. Esetenként a bonyolult domborzati viszonyok indokolhatnak még közepes nagyságú kibocsátások esetén is fizikai modellezést. A felsorolt esetekben a terjedési-hígulási folyamatot döntően az érdességi viszonyok, akadályok befolyásolják, a légkör nem modellezhető stabilitásának hatása lényegesen kisebb, mint nyílt terepen történő terjedésnél. A stabilitás hatása csak elméleti megfontolásokkal, matematikai segéd-modellekkel vehető – igen bizonytalan módon – figyelembe. Az egyedi esetek

modellezésének alsó határát a modellvizsgálatok költsége fogja megszabni. A matematikai modellek javításának egyik lehetséges útja, olyan módosítások, korrekciók kidolgozása, amelyek a modellek előző pontban említett korlátait tágítják, az alkalmazhatóság körét bővítik. A modellezés költsége indokolja, hogy e célból nem egyedi, hanem széleskörűen használható, típus esetekre vonatkozó korrekciókat célszerű kidolgozni. Típus eset lehet például a szélirány szerint a forrás után álló, egyenletes emelkedésű, egyszerű geometriájú domb, amelynek szintvonalai lehetnek a füstfáklya irányra merőlegesek vagy attól eltérő szöget bezáróak. Tipikus a környezetből kiemelkedő egy vagy néhány téglatest alakú épület. Az ilyen és hasonló modelleken végzett vizsgálatok elvezethetnek a matematikai modellek olyan mértékű javításához, amelyek révén tökéletes eredmények nem, de a jelenleginél jobb közelítések

nyerhetők és evvel az olcsón működtethető matematikai modellek alkazmazhatósági köre bővül. A fentiekből kitűnik, hogy a szennyezőanyagok légköri terjedésének modellezésében a fizikai és a matematikai modellek nem egymás konkurensei, hanem egymás kiegészítői. Egyrészt a fizikai modellezés eredményeinek értelmezéséhez, általánosításához igénybe kell venni a matematikai modellezés módszereit, másrészt a fizikai modellezés elősegítheti a matematikai modellek szélesebbkörű alkalmazást lehetővé tevő továbbfejlesztését. A matematikai modellek fejlesztési ütemének áttekintéséből arra a következtetésre lehet jutni, hogy terepmérések eredményei alapján – nem utolsó sorban igen magas költségeik miatt – jelentős továbblépés nem várható, ez a feladat a jövőben inkább a fizikai modellezésre hárul. 5.2 A légkör tulajdonságai 5.21 A légkör szerkezete Föld légkörének összetétele az elmúlt évmilliárdok

alatt – jelentős mértékben az élővilág folyamatai következtében – alakult ki. A legfontosabb komponenseket az 51 táblázat mutatja be Mészáros (1977), German Bundestag (1989) és Hrgian (1978) adatai alapján. A táblázatban felsorolt gázokon felül a légkörben még lebegő szilárd anyag (aeroszol) és számos kisebb jelentőségű gázkomponens is található. A légkör 15 teljes tömege 5.15⋅10 tonna - 113 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése Érdekes a földi légkör összetételének összehasonlítása a szomszéd bolygókéval. Mind a Mars, mind a Vénusz légkörében a domináló komponens a széndioxid. A Földön leggyakoribb nitrogén részaránya a két bolygó légkörében kb. 1%, hasonlóan alacsony e bolygókon az oxigén aránya is (2%, ill. elhanyagolható) Feltételezések szerint a Föld ősatmoszférájának összetétele is hasonló volt. A jelenlegi összetétel az élővilág hatására, annak kifejlődésével párhuzamosan

alakult ki az elmúlt néhány százmillió év folyamán. A légkör állandó komponenseinek aránya lényegében csak az utolsó néhány millió évben tekinthető állandónak (részletesebben lásd Szádeczky 1974). 5.1 táblázat A légkör talajközeli összetétele Gáz Térfogati részarány Moláris tömeg Átlagos élettartam Állandó összetevők nitrogén oxigén argon neon hélium kripton xenon Változó összetevők N2 O2 A Ne He Kr Xe széndioxid CO2 metán CH4 hidrogén H2 dinitrogénoxid N2O ózon O3 Erősen változó összetevők vízgőz szénmonoxid nitrogéndioxid ammónia kéndioxid kénhidrogén Megjegyzés: H2O CO NO2 NH3 SO2 H2S 78.084 % 20.946 % 0.934 % 18.18 ppm 5.24 ppm 1.14 ppm 0.087 ppm 28.013 32.000 39.948 20.183 4.003 83.80 131.3 350 ppm 1.65 ppm 0.5 ppm 0.31 ppm 0.02 ppm 44.010 16.000 2.016 44.013 48.000 15,,,150 év 4 év 6.5 év 8,,,150 év 0.1,,,2 év 0.004,,,4 % 0.01,,,02 ppm 0,,,3 ppmd 0,,,20 ppmd 0,,,2 ppmd 0,,,2 ppmd 18.016

28.010 46.007 17.031 ≈10 nap ≈0.3 év ≈6 nap ≈7 nap ≈4 nap ≈2 nap ppm: milliomod rész (10-6) ppmd: milliárdod rész (10-9) Az összetétel a magasság függvényében is változik. Az alapvető komponensek aránya kb. 85 km magasságig állandó (homoszféra), afölött (heteroszféra) az atomos oxigén és a hélium válik dominálóvá. A változó összetevők aránya már sztratoszférában is erősen eltérő lehet. A légkör függőleges szerkezetét az 5.3 ábra mutatja be A rétegek közül további vizsgálataink szempontjából legjelentősebb a talajhoz legközelebbi réteg, a troposzféra, amelynek vastagsága a sarkokon 7.8 km, az egyenlítő táján 1518 km A troposzférában játszódik le a meteorológiai és a légszennyezési folyamatok döntő o többsége. A troposzférában az átlagos hőmérsékletcsökkenés 65 C kilométerenként 5.22 A szélmező - 114 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése 5.221 A szél keletkezése és a

szélmező szerkezete A szennyezőanyagok terjedése a légkör alsó néhányszáz, esetleg ezer méteres rétegében, a földfelszínhez közeli ún. határrétegben történik Ebben a tartományban a szél keletkezése és z, km szerkezetének kialakulása termoszfera alapvetően három erő hatására vezethető vissza. A vízszintes 80-90 mezopauza nyomásgradiensből adódó erő, a Föld forgása miatti Coriolis-erő és a földfelszín mezoszfera közelségéből keletkező súrlódási erő hatására. A vízszintes nyomásgradiens hatására indul meg a levegő sztratoszfera áramlása, mégpedig minél nagyobb a nyomáskülönbség, annál tropopauza 10-15 erősebb szél keletkezik. A troposzfera megfigyelések szerint azonban a szél iránya nem -80 -60 -40 -20 0 20 T, o C egyezik meg a nyomásgradiens irányával, 5.3 ábra A légkör függőleges szerkezete hanem ahhoz képest – az északi féltekén jobbra – elfordul. Ennek oka a Föld forgásának és a szél

Földhöz viszonyítva egyenes vonalú mozgásának kölcsönhatására fellépő Coriolis-erő. A nyomásgradiens és a Coriolis-erő együttes hatására kialakuló szelet nevezik geosztrófikus szélnek. A légkör felsőbb (kb 1000 m feletti) rétegeiben a szél iránya és sebessége gyakorlatilag megegyezik a geosztrófikus szél irányával és sebességével, ami azt mutatja, hogy ebben a magasságban a szél az említett két erő hatására alakul ki. 45-50 sztratopauza A földfelszínhez közeledve azonban egyre jobban érezhető a súrlódási erő hatása. A légkörben – a fal mellett áramló folyadékkal analóg módon – a földfelszín közelében létrejön egy súrlódási határréteg. Mint ismeretes folyadékáramban a határoló felület felé közeledve az áramlási sebesség a zavartalan áramlás sebességéről folyamatosan csökken és végül a falnál nulla lesz az értéke. A légköri határréteg kialakulásában azonban nem a molekuláris

viszkozitás játssza a legfontosabb szerepet, a szomszédos rétegek közötti impulzuscserét nagyobbrészt az ún. örvényes viszkozitás biztosítja Lényeges különbség a molekuláris és az örvényes viszkozitás között, hogy míg az első állandó tulajdonsága az anyagnak (természetesen a termodinamika állapotjelzők függvényében), addig az utóbbi az áramlás örvényességétől függően széles határok között változhat. A szélmező örvényességét alapvetően három tényező alakítja ki : • az örvényességet elsődlegesen a légkör mozgásának és a felszín érdességének kölcsönhatása alakítja ki, azaz érdesebb felszín felett vagy nagyobb szélsebességnél örvényesebb lesz az áramlás; • növeli az örvényességet az egymás feletti légrétegek eltérő sebességéből adódó "pödrő" hatás, - 115 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése • jelentős mértékben növelheti vagy csökkentheti a szél

örvényességét a légkör labilis, illetve stabil. állapota Mivel különlegesen sima vagy igen tagolt felszín feletti áramlást ritkán vizsgálunk, illetve a nagyobb örvénykeltő akadályok (pl. épület) hatását egyedileg vehetjük figyelembe, a legjelentősebbnek a légköri stabilitás hatását értékelhetjük. Az örvényesség észlelése – mivel a teljes szélmező részletes feltérképezése gyakorlatilag elképzelhetetlen – a szél fluktuációján keresztül lehetséges. Örvénymentes áramlás esetén bármely kiválasztott pontban időben állandó irányú és sebességű szelet mérhetnénk. Az örvények hatására azonban a rögzített pontban a szélirány és a sebesség folytonos változását (fluktuációját) észleljük. Az észlelt, időben változó értékekből különválaszthatjuk az átlagot és a reá szuperponálódó pulzációt. A pulzáció és az átlag viszonyából – itt nem részletezendő módon – lehet következtetni a

szél örvényességének mértékére. 5.222 A szélsebesség függőleges menti változása Az örvényesség mértéke – mint az az előző fejezetből már kiderült – döntő hatással van a súrlódási határréteg különböző magasságú pontjaiban kialakuló szélsebességre, vagyis a függőleges sebességprofilra. Az 54 ábrán z [m] kevéssé örvényes (stabil) és az 1000 erősen örvényes (labilis) állapotra 900 jellemző szélsebesség profilt 800 mutatjuk be olyan esetre, amikor 700 1000 m magasságban mérhető, 600 (azaz gyakorlatilag a geosztrófikus) 500 szélsebesség 10 m/s. 400 300 200 100 0 stabil A súrlódási erő a földfelszín közelében nemcsak a labilis szélsebességet csökkenti, hanem olyan módon változtatja meg a légkörre ható erők mérlegét, hogy a 0 2 4 6 8 10u [m/s talajszinthez közeli szél iránya is különbözik a geosztrófikus szél 5.4 ábra A labilis és a stabil állapotra irányától. A szélirány a felszín

jellemző szélprofil közelében általában 15-50o-kal az óramutató járásával ellentétes irányban (balra) tér el az 1000 m vagy nagyobb magasságban uralkodó széliránytól. Az irányeltérés nagysága – a sebességváltozáshoz hasonlóan – a szél örvényességétől, vagyis a légkör stabilitásától függ. Stabil légköri állapot esetén a szögeltérés nagy, labilis állapotban pedig – mivel a függőleges kicserélődés impulzuscserével is együtt jár – kicsi a talajszint közeli és a magassági szél iránya közti eltérés. A szél irányának és sebességének magasság szerinti változását vektor diagramban lehet ábrázolni. Azonos irányú és sebességű geosztrófikus szél esetére a stabil és a labilis légállapotot jellemző vektor diagramot az 5.5 ábrán mutatjuk be A szennyezőanyagok terjedésének modellezése során szükség van arra, hogy a szél sebességének magasság szerinti változását matematikai formulába

öntsük. A tapasztalatok szerint a legkisebb hibát a szélsebesség magasság szerinti változásának hatványfüggvénnyel való közelítése adja. Eszerint a szélsebesség a magasság függvényében - 116 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése p z u (z ) = u 1 ⋅   ,  z1  É 10 8 m /s 6 100 400 200 600 800 ÉK 1000 m 20 4 2 K stabil É 10 8 100 200 m /s 20 6 ÉK 400 600 800 1000 m 4 2 (5.2) ahol u1 a z1 magasságban mért szélsebesség, pedig az ún. p szélprofil kitevő. A szélprofilkitevő értékét a különböző szerzők különböző módon adják meg. A legegyszerűbb megadási módot Sutton-nál (1932) találjuk, ahol csak a légkör stabilitásától függően 1/9-tól 1/3-ig változhat az értéke. A másik szélsőséges esetben a független változók köre a szélsebességgel és a széliránnyal bővül (Szepesi, 1967). A széliránytól való függés természetesen a vizsgált hely környezetének domborzati

viszonyait is tükrözi. A különböző irodalmi forrásokban fellelhető mérési adatok alapján a szélprofil kitevő értéke az 5.6 ábrában bemutatott jelleg szerint változik a légköri stabilitás és a mért szélsebesség függvényében. K 5.23 A légkör stabilitása labilis 5.5 ábra A szél vektorábrája stabil és labilis állapotban 5.231 A légkör termikus egyensúlyi állapota A szennyezőanyagok terjedése szempontjából a légkör egyik legfontosabb jellemzője a levegőhőmérséklet változása a magasság függvényében. A p hőmérsékletváltozást a 0,5 függőleges irányú hőmérsékleti erõsen stabil gradienssel lehet jellemezni, 0,4 ami az egységnyi gyengén stabil magasságkülönbségű 0,3 semleges légrétegek hőmérséklet0,2 különbségét jelenti. A használt o mértékegység a C/100 m (mint 0,1 a későbbiekben látni fogjuk a o labilis természetesebbnek tűnő C/m 0 egység használata nagyon kis 0 2 4 6 8 10 12 14 16 u1 [m/

mérőszámot eredményez). A függőleges irányt mindig felfelé mutatónak tekintjük, tehát a 5.6 ábra A szélprofil-kitevő értékei hőmérsékleti gradiens értéke akkor lesz pozitív, ha a magasság növekedésével a hőmérséklet értéke is nő. - 117 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése A légkört termikus egyensúlyban lévőnek abban az esetben tekintjük, amikor egy légtömeget eredeti helyzetéből függőlegesen (felfelé vagy lefelé) kimozdítva annak új helyzetében a hőmérséklete és ebből adódóan a sűrűsége azonos lesz az ebben a magasságban található levegőével. Az elmozdított levegőtömeg hőmérséklete azonban a függőleges irányú elmozdulás során megváltozik, így az az állapot, amikor a különböző magasságokban a levegőhőmérséklet azonos (ezt izoterm állapotnak nevezzük) nem a termikus egyensúly állapota. Vizsgáljuk meg, hogy a hőmérsékleti gradiens milyen értékénél találjuk a légkört

termikus egyensúlyban. Ehhez azt kell meghatározni, hogy mennyire változik meg egy ∆z függőleges elmozdulás hatására a levegő hőmérséklete. A magasságváltozás hatására bekövetkező nyomásváltozás a ∆p = −ρ ⋅ g ⋅ ∆z = g ⋅ ∆z v (5.3) összefüggéssel irható le, ahol ρ a levegő sűrűsége, v a levegő fajtérfogata. Ennek a nyomáskülönbségnek a hatására a levegő adiabatikus állapotváltozást szenved, melynek során a fajtérfogat és nyomás közötti kapcsolatot leíró összefüggés a következő: p ⋅ v κ = állandó . (5.4) A fentiek mellett figyelembe véve még a p ⋅ v = R ⋅T (5.5) általános gáztörvényt, a három összefüggésből a hőmérsékleti gradiensre ∆T g  1  g =  − 1 = ∆z R  κ  c p (5.6) adódik, ahol R a levegő gázállandója, κ az adiabatikus kitevője, cp az állandó nyomáson mért fajhője, g pedig a nehézségi gyorsulás. Behelyettesítve a számértékeket a

hőmérsékleti gradiensre -0.00975 K/m adódik, o vagyis jó közelítéssel a levegő hőmérséklete felfelé haladva 100 méterenként 1 C-szal csökken. Ezt a hőmérsékletváltozást a 57 ábrán vastag vonallal jelöltük Ebben az esetben a függőlegesen elmozduló légtömeg bármely magasságban a környezetével megegyező hőmérsékletű és ebből következően megegyező sűrűségű is lesz. Ennek eredményeképpen a légtömegek függőleges kicserélődését hőmérsékletkülönbségből adódó sűrűségkülönbség nem akadályozza, de nem is idézi elő. Ezért ezt vagy az ehhez közelálló légállapotokat a légkör stabilitása szempontjából normális vagy semleges állapotnak nevezzük. A termikus egyensúly állapota nem az egyetlen lehetséges légállapot. Az ettől eltérő eseteket a hőmérsékleti gradiens különböző értékeivel jól lehet jellemezni. 5.232 A labilis és stabil légállapotok Először tekintsük az 5.7 ábrán 1 számmal

jelzett esetet, amikor is a 100 o o méterenkénti hőmérsékletcsökkenés több mint 1 C (∆T/∆z < -1 C/100 m). Ekkor egy talajszinten lévő to hőmérsékletű levegőtömeg z magasságba emelkedve adiabatikus állapotváltozás során ta hőmérsékletűre hűl le, ez a hőmérséklet azonban még mindig magasabb mint környezetének t1 hőmérséklete, emiatt sűrűsége kisebb mint környezetéé és ez további emelkedést eredményez. Vagyis ebben az esetben a hőmérsékleti rétegződés a légtömegek függőleges irányú kicserélődését - 118 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése nagymértékben eIősegíti, a kicserélődés folyamatos és intenzív lesz, ezért ezt labilis állapotnak nevezzük. 5.7 ábra A hőmérsékleti gradiens és a stabilitás kapcsolata Az előzővel ellentétes hatást észlelhetünk a 2 és különösen a 3 jelű hőmérsékleti gradiensek esetén. Ekkor ugyanis a talajszintről z magasságba emelkedett és ott ta

hőmérsékletű levegőtömeg környezetének t2, illetve t3 hőmérsékleténél hidegebb, emiatt eredeti talajszinti helyzetébe igyekszik visszasüllyedni. Ezek az állapotok a levegő függőleges kicserélődésének nem kedveznek, ezért ezeket stabil légköri állapotoknak nevezzük. A stabil kategórián belül különbséget szokás tenni gyengén és erősen stabil állapotok között. A gyengén stabil (mint például a 2 jelű) állapotokban a hőmérsékleti gradiens értéke onem sokkal magasabb mint normális állapotban. Általában a o -0,5 C/100 m.0,5 C/100 m tartományt szokás ide sorolni Mivel ebben az esetben a különböző magasságokban a hőmérséklet közel azonos, ezt izoterm állapotnak is nevezik. Ilyenkor a függőleges kicserélődést akadályozó termikus hatás általában gyengébb mint az egyéb, az átkeveredést elősegítő nem termikus (pl. az egyenetlen felszín és a szélmező kölcsönhatásából származó), hatások, így a

függőleges kicserélődés még eIég számottevő lehet. Ezzel szemben erősen stabil (az ábrán a 3 jelű) állapotban a légkör termikus stabilitása a függőleges átkeveredést szinte teljesen megakadályozza. Ezt az állapotot, mivel ilyenkor a hőmérsékleti gradiens ellenkező előjelű mint normális állapotban, inverziónak is nevezik. Az eddig elmondottakból az is következik, hogy a stabil légköri állapot, – mivel a különböző magasságú légrétegek csak korlátozott mértékben cserélődhetnek – tartósabban fennmaradhat, mint a labilis állapot, amikor a légrétegek cserélődése semleges állapot létrejöttét segíti elő. Emiatt a stabil állapotok gyakorisága nagyobb lehet, mint a labilisaké és így a hőmérsékleti gradiens hosszabb időszakra vonatkozó átlagos értéke a semleges állapottól egy kissé a stabil állapotok felé eltolódva fordul általában elő. Az átlagos hőmérsékleti gradiens – amelynek értéke mérsékelt

égövön o -0,65 C/100 m – az 5.7 ábrán szaggatottan rajzolva látható - 119 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése 5.233 A légköri stabilitást befolyásoló tényezők A semlegestől eltérő hőmérsékleti rétegződések kialakulásában a hősugárzás és a konvekció játszik döntő szerepet. Derült időben a nappali órákban a napsugárzás legnagyobb része eléri a talajt és azt felmelegíti. A felmelegedett talaj hője egy részét a talajszinti légrétegeknek adja át, az így kialakult légköri állapot – mivel felfelé haladva a hőmérséklet rohamosan csökken – labilis lesz. Hasonlóképpen, derült éjszakán a talaj kisugárzása miatt a talajközeli légrétegek hőmérséklete lesz alacsony és stabil állapot alakul ki. Semlegestől erősen eltérő légköri állapot tartósan csak szélcsend vagy kis szélsebesség esetén maradhat fenn. Nagy szélsebesség esetén ugyanis a termikus hatásoktól függetlenül is jól átkeverednek

a különböző magasságú rétegek, intenzív hőcsere jön létre köztük és ez a termikus egyensúlyhoz – azaz a semleges állapothoz – közelíti a kialakult helyzetet. A nagy szélsebességhez hasonlóan a borult idő is csökkenti a hőmérsékleti gradiensnek a semleges állapotra jellemző értéktől való eltérését. Mivel derült időben ritka a nagy szélsebesség, ezért a derült nappalra (különösen nyáron) az erősen labilis, derült éjszakára az erősen stabil, borús időre pedig a semlegeshez közelálló, kissé labilis ill. kissé stabil légállapot a jellemző Szélsőségesen stabil vagy labilis állapotok nyáron gyakrabban fordulnak elő, mint télen. A különböző itt felsorolt állapotokra jellemző talajközeli – az alsó néhányszáz méterre kiterjedő – hőmérsékleti profilt az 5.8 ábra mutatja be A közepes földrajzi szélességeken az atmoszféra stabilitása függ a terület felett haladó légtömegek típusától is. A

konvekció a nagy légtömegek hőszállító hatásán keresztül hat a stabilitásra. A hatást két nagy csoportba lehet sorolni: • a hidegfronttal érkező – általában sarki eredetű – légtömegek eredetileg hidegek, a nagy földrajzi szélességektől haladnak az egyenlítő felé. Haladásuk során a földfelszín közelében lévő egyre magasabb hőmérsékletű légrétegek miatt felmelegszenek. Emiatt labilis rétegződést hoznak létre és ez a labilitás sokszor igen nagy magasságokig is kiterjed és nem mutat napszak szerinti változást, mint a sugárzásból származó talajmenti labilitás esetében. • a melegfronttal érkező – általában tropikus eredetű – légtömegek eredetileg melegek és a magasabb szélességek felé haladva alulról hűlnek (az előzőekben említett jelenség fordítottjaként) és stabil légállapotot okoznak. Az eddigieken kívül a hőmérsékleti rétegződés alakulását az emberi tevékenység következtében a

légkörbe z bocsátott hőmennyiség is befolyásolja. Ez a jelenség nagy energia kibocsátású ipari létesítmények (pl. erőmű, kohászati üzem) és városok gyenge besugárzás gyenge kisugárzás térségében jelentkezik. erős besugárzás Elsősorban nagyvárosok felett erős kisugárzás alakul ki a környezetitől lényegesen eltérő T hőmérsékletmező. Ennek oka, 5.8 ábra A talajközeli réteg hőmérsékleti hogy – főként az éjszakai profilja órákban – a város területe általában melegebb, mint a környezete. A nagyvárosok és környezetük között évi középhőmérsékletben o 0.612 C eltérés is lehet A különbség elsősorban az éjszakai órákban jelentős, dél körül, délután a különbség – legalábbis fűtési idényen kívül – eltűnik. A legnagyobb - 120 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése különbségek a fűtési idényben, derült, szélcsendes éjszakákon alakulnak ki. Ilyenkor a o város hőmérséklete 6.8

C-kal is magasabb lehet a nyílt vidéken mértnél Ez az ún hősziget mérsékelt szél esetén a szélirányban a város méretének sokszoros távolságáig is – mintegy füstzászlóként – elhúzódhat. Az éjszakai városi hősziget belsejében semlegeshez közeli – viszonylag jó átkeveredést biztosító – hőmérsékleti rétegződés alakul ki, míg a környezetben, továbbá a hősziget felett a hígulást akadályozó stabil állapot uralkodik. Ennek hatására a város légterében az alacsony források – közlekedés, alacsony, pl. fűtési kémények – kibocsátása igen magas szennyezőanyag koncentrációt hozhatnak létre. A szélsebesség függvényében a város feletti éjszakai-hajnali hőmérsékletmező alakulása három jellegzetes formát ölthet: • erősen szeles időben a városi és környezetében mért hőmérsékletek között alig tapasztalható eltérés, • mérsékelten szeles éjszakákon a környezetben általában stabil légköri

viszonyok alakulnak ki, ilyenkor a leghatározottabb a városi hősziget képződménye, • szélmentes éjszakákon a városi hősziget egyetlen konvektív csatornává (felszálló légáramlás) is átalakulhat. 5.234 A stabilitás hatása a szennyezőanyagok terjedésére Vizsgáljuk meg, hogyan befolyásolja a légkör stabilitása levegőszennyező anyagok terjedését. A szennyezőanyag általában egy körülhatárolható, igen kis felületen (kéményszáj, ablaknyílás, kipufogócső) keresztül nagy töménységben kerül a légkörbe. Stabil légállapot esetén, mivel ilyenkor a szél örvényessége és a légtömegek függőleges cserélődésének a valószínűsége nagyon csekély, a szél a szennyezőanyagot alig felhígítva nagy távolságra is elszállíthatja. Ezzel ellentétben labilis állapotban, amikor a függőleges légcsere intenzív és a szél erősen őrvényes, a kibocsátott szennyezőanyag kis távolságon belül szélesen szétterülve felhígul.

A különböző stabilitási kategóriákra jellemző füstzászló alakot az 5.9 ábrán mutatjuk be. Az ábrán szaggatottan rajzoltuk a termikus egyensúlyhoz tartozó – azaz száraz adiabatikus – hőmérsékleti gradienst jelző egyenest. Már itt szeretnénk felhívni a figyelmet egy – az ábrából kiolvasható – fontos következtetésre. Magas kéményekből kibocsátott szennyezőanyag csak labilis állapotban okozhat jelentós talajszinti koncentrációt, míg stabil állapotban a szennyezőanyag nagy része a kibocsátás magasságában maradva nagy távolságra szállítódik. Talajközeli források (pl. épületek kéményei, járművek) esetén fordított a helyzet, mert a stabil állapot a kibocsátási magasságban, azaz a talajszint közelében maradást, a labilis állapot pedig jó hígulást, vagyis alacsonyabb talajszinti koncentrációt eredményez. Az eddigiek során mindig feltételeztük, hogy a hőmérséklet a magassággal lineárisan változik. Ez az

egyszerűsítés az esetek egy jelentós részében már nem engedhető meg, ilyenkor a hőmérséklet magasságfüggését leíró görbét szakaszonként közelíthetjük egyenesekkel. Néhány jellegzetes esetre az 510 ábrán mutatjuk be a füstzászlók jellemző alakját. Az a) ábrarész olyan esetet mutat, amikor a forrás magasságában a labilis állapot jó hígulást eredményez, de a labilis tartományt felülről egy stabil inverziós réteg lezárja és korlátozza a füstzászló felfelé történő terjedését. Ez a talajszinti szennyezőanyag koncentráció szempontjából rendkívül kellemetlen állapot, leggyakrabban reggel és kora délelőtt fordul elő. Ugyanez az eset állhat elő városokban derült éjszakán, amikor a városon kívül egyértelműen stabil rétegződés alakul ki, a városi hősziget hatására azonban a város fölötti alsó légréteg labilissá válik. - 121 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése z a., t t z b., t z c.,

t 5.9 ábra Füstfáklya alakok különböző légköri stabilitások esetén Inkább a napnyugta utáni állapotra jellemző az ábra b) esete, amikor egy alacsonyan fekvő inverziós réteg a füst talajra kerülését akadályozza meg. A c) ábrán egy olyan eset látható, amikor a füstzászló két inverziós réteg közé szorulva a lényegesen jobb elkeveredést biztosító semleges réteget tölti ki. Végül egyetlen hőmérsékleti gradienssel jellemezhető, mégis különlegesnek nevezhető rendkívül labilis állapotot mutat a d) ábra. Ebben a szélsőséges esetben olyan nagyméretű légtömegek gyorsan váltakozó cserélődése következik be ami már nem hígítja, csupán teljes egészében áthelyezi a füstzászlót ill. annak egyes részeit, amely ilyenkor jellegzetes kígyózó vagy szétszakadó alakot mutat. - 122 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése z a., t z b., t z c., t z d., t 5.10 ábra Füstfáklya alakok különleges légköri

állapotokban 5.3 A füstfáklya modell alkalmazása 5.31 Az effektív forrásmagasság 5.311 A járulékos kéménymagasság számítása A légkörbe bocsátott szennyezőanyag a forrást elhagyva általában a forrásnál nagyobb magasságban fekvő légrétegbe emelkedik. Ez az emelkedési folyamat két okra vezethető vissza: a kibocsátott anyag mozgási energiájára és a környezeti levegőtől eltérő sűrűségére. A mozgási energia, amellyel a szennyezőanyag kibocsátásakor rendelkezik, akkor eredményezhet emelkedést, ha a kibocsátás függőleges irányú, mint pl. kémények esetében A kibocsátott gáz és a környezeti levegő közötti sűrűségkülönbség elsősorban a kibocsátás környezetnél magasabb hőmérsékletéből adódhat, emellett általában kisebb jelentőségű az eltérő anyagi összetétel okozta sűrűségkülönbség. A kibocsátott szennyezőanyag forrásból való kilépése utáni emelkedésének mértékét járulékos

kéménymagasságnak nevezzük. A forrás effektív magassága – vagyis az a magasság, amelyben a vízszintes tengelyű terjedés és hígulás lejátszódik – a forrás geometriai (épített) és járulékos magasságának összege. - 123 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése H = h + ∆h . (5.7) A járulékos kéménymagasság nagyságát a kibocsátás jellemzőin kívül a légkör pillanatnyi jellemzői (stabilitás, szélsebesség, örvényesség stb.) is nagymértékben befolyásolják. A befolyásoló tényezők nagy száma és az emelkedési folyamat egyes elemeinek nem kellően tisztázott volta miatt a különböző kutatócsoportok – mérési adatok alapján – egymástól formailag és számszerű eredményeiben egyaránt jelentősen eltérő empirikus összefüggéseket állítottak fel. Ezek többségére érvényes az alábbi általános formula: ∆h = k ⋅E k = a ⋅ c1 ⋅ v ⋅ d + c 2 ⋅ Qhb a u u ( ) (5.8) ahol E jelöli a

meteorológiai tényezőktől független részt, u a szélsebesség, v a füstgáz kilépő sebessége, d a kémény kilépő átmérője, Qh a füstgázzal kibocsátott hőteljesítmény, az a, b, c1 és c2 pedig konstansok, esetleg más változók függvényei. Az (5.8) összefüggés első tagja a mozgási energiát , a második tag pedig a hőkibocsátásból adódó fajsúlykülönbség hatását veszi figyelembe. Azoknál a formuláknál, ahol valamelyik – általában az első – tag hiányzik, eleve definiáltnak kell tekinteni a két tag arányát. Ez a feltételezés a füstgázhőmérséklet és sebesség egy szűk tartománya esetén (ez pl. az erőművi kémények jelentős részére fennáll) nem okoz nagyobb hibát, mint az empirikus formulák amúgyis nagy bizonytalansága. A szakirodalomban fellelhető, igen nagyszámú formulából a leggyakrabban használtakat kiválogatva, az 5.2 táblázatban foglaltuk össze a rájuk jellemző a, b, c1 és c2 értékeket

Brummage (1966), Moses, Kraimer (1972), Holland (1953), Sax (1974), Nárai (1974), Thomas et al. (1970) és Wark, Warner (1976) alapján Minden számérték m, m/s és kW mértékegységekkel használandó. Az MSZ 21459/5 szabvány a táblázatban megadott formulák közül a következők használatát írja elő: o • Holland formula, ha a Ts-Th hőmérséklet különbség 50 C-nál és a hőkibocsátás 100 MW-nál kisebb, o • CONCAWE formula, ha a Ts-Th hőmérséklet különbség 50 C-nál vagy a hőkibocsátás 100 MW-nál nagyobb. 5.312 A hőkibocsátás számítása A hordozó gázzal kibocsátott hőmennyiség a következő összefüggéssel határozható meg: Qh = m ⋅ c p ⋅ (TS − Th ) = V" ⋅ ρ ⋅ c p ⋅ (TS − Th ) , d2 ⋅ π ⋅v " , V = 4 (5.9) (5.10) ahol m a füstgáz tömegárama, V" a térfogatárama, cp a fajhője, ρ a sűrűsége, Ts a hőmérséklete, v a kilépő sebessége, d a kémény kilépő keresztmetszetének belső

átmérője, Th pedig a levegő hőmérséklete a h magasságban. - 124 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése 5.2 táblázat Néhány járulékos kéménymagasság formula tényezői Formula CONCAWE 1 Holland stabilitás a b c1 c2 mind 0.75 0.5 0 2.71 mind 1 1 1.5*k 0.0096*k 1 1/3 0 0.6 0 0 135 . ⋅ h 2/3 0.305 ⋅ h04 1/3 1/3 0 labilis és 2 semleges Briggs 3 stabil Egyszerűsített 1 Briggs 159 .  ∆Θ  u ⋅   ∆z  T  2.33 ⋅ k ⋅  s   Th  mind 1 1/3 0 labilis semleges stabil 1 1 1 0.5 0.5 0.5 3.47 0.35 -1.04 5.15 2.64 5.15 Moses és Carson mind 1 0.5 -0.029 2.62 TVA mind 0.694 0.444 0 4.71 Moses és Carson 1/ 3 1/ 3 Megjegyzések: 1 k - a légköri stabilitástól függő korrekciós tényező (értéke általában 0.85115) 2 az első sor Qh > 21 000 kW, a második Qh ≤ 21 000 kW esetére 3 ∆Θ/∆z - a potenciális hőmérséklet gradiense, jó közelítéssel:

∆Θ/∆z = ∆t/∆z + 1 K/100 m A kibocsátott hőteljesítmény meghatározására – levegő kibocsátása esetén – az MSZ 21459/5 szabvány a következő egyszerűsített formulát ajánlja: Qh = 271⋅ A térfogatáram TS − Th 2 ⋅d ⋅v . TS (V" ) (5.11a) vagy a normál állapotra átszámított térfogatáram (V" ) o ismeretében a következő összefüggések is használhatók: Qh = 345 ⋅ V" ⋅ (Ts − Th ) / Ts , (5.11b) . ⋅ V"o ⋅ (Ts − Th ) . Qh = 1263 (5.11c) 3 A fenti összefüggésekben SI alapegységek (K, m, m/s, m /s) használandók és az eredmény kW-ban adódik. A levegőre megadott módon a füstgázokkal kibocsátott hőteljesítmény is számítható, ekkor azonban az előző összefüggéssekkel számolt értéket a füstgázok eltérő jellemzői miatt a következő mértékben kell megnövelni: gázturbina kipufogógáza szénhidrogén-tüzelés kazánban feketeszén, koksz tüzelése barnaszén, lignit

tüzelése 2.25%-kal, 4.6%-kal, 5.7%-kal, 7.9%-kal - 125 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése 5.313 Az átlagos szélsebesség A járulékos kéménymagasság összefüggésébe értelemszerűen a kémény geometriai és effektív magassága között tartományban uralkodó átlagos szélsebességet kell helyettesíteni. Ha a szélsebesség magasságfüggését az (52) képlet szerinti hatványfüggvény írja le, akkor a vizsgált tartományban az átlagos szélsebesség: 1 u1 H p+1 − h p+1 ⋅ = ⋅ u# = u z dz ( ) ( p + 1) ⋅ z1p H − h ∫h H −h H (3.12) formában számítható. z stabil labilis diffúziós állandó 5.11 ábra A diffúziós állandó magasságfüggése A járulékos, az effektív kéménymagasság és az átlagos szélsebesség meghatározására szolgáló egyenletekből álló egyenletrendszer általában csak iterációval oldható meg vagy az iteráció a CONCAWE formula esetére az MSZ 21459/5 szabvány 6.22 szakaszában levő

segéddiagrammal kerülhető meg. Az egyenletrendszernek csak a = 1 esetére van explicit megoldása. A Holland formula alkalmazása esetére a megoldást a szabvány 6.1 pontja ad meg: 1  p +1 k ⋅ (15 . ⋅ v ⋅ d + 00096 ⋅ Qh ) ⋅ (p + 1) ⋅ z1p  p +1 . H = h +  u1   (5.13) 5.32 A légszennyezők terjedésének Gauss modellje 5.321 A terjedés differenciálegyenlete A szennyezőanyag egységnyi térfogatban található mennyiségének változását – az 5.13 pontban ismertetett koordinátarendszert alkalmazva – a következő differenciálegyenlet ír ja le: ∂q ∂ ∂q ∂ ∂q ∂ ∂q ∂q ∂q = + + Kz −u +w − λq + S . Kx Ky ∂t ∂x ∂x ∂y ∂y ∂z ∂z ∂x ∂z (5.14) ahol q = q(x,y,z,t) a szennyezőanyag térben és időben változó koncentrációja, Kx, Ky, Kz a diffúziós állandók a három térirányban, u a szélsebesség, w az ülepedési sebesség, λ a bomlási, átalakulási, kimosódási állandó, S pedig a

forrástag. A baloldal és a jobboldal első három tagja a Fick-féle diffúziós törvény inhomogén és anizotrop diffúzió esetére. A diffúziós állandók helyfüggéséből csak a függőleges (z) irányú változás mutat határozott karakterű jelleget (l. 511 ábra), a másik két térirányban a határoló felület véletlenszerű egyenetlenségeiből adódhat változás, ez azonban általában nem vehető figyelembe. - 126 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése A jobboldal negyedik és ötödik tagja a szél és az ülepedés szállító hatását veszi figyelembe (az eltérő előjel a w sebesség fordított előjelű értelmezéséből adódik). A hatodik tag a szennyezőanyag légkörből való kikerülési folyamatok (bomlás, átalakulás, kimosódás, ab- és adszorpció) intenzitását írja le. Végül az utolsó tag a forrásintenzitást adja meg. Általános esetben egy S(x,y,z,t) időben változó térbeli eloszlás lehet. A leggyakoribb esetben, a

stacionárius pontforrás esetén a forrásponttól különböző minden pontban (r ≠ 0) nulla az értéke, ezt a Dirac delta függvénnyel lehet leírni: 2 S(x, y , z) = δ(r ) = δ x 2 + y 2 + (H − z)  .   (5.15) A differenciálegyenlet baloldala helyébe nullát írva és a helyfüggő együtthatók helyébe olyan algebrai kifejezést helyettesítve amely. a helyfüggést leírja, a differenciálegyenlet – a helyfüggéseket leíró függvények bonyolultságától függően – analitikusan vagy numerikusan megoldható. Természetesen általános törvényszerűségek leírására az analitikus megoldás alkalmas, de egyszerű, áttekinthető analitikus megoldást csak akkor kapunk, ha számos egyszerűsítő feltevést és közelítést alkalmazunk, 5.322 A differenciálegyenlet egyszerűsített megoldásai A terjedés differenciálegyenletének legegyszerűbb megoldását a gázalakú szennyezőanyagra (w = 0) Roberts (1923) írta le. Feltételezte,

hogy a diffúzió izotróp és éppen úgy mint a szélsebesség nem helyfüggő, továbbá a vizsgált távolságig a szennyezőanyag nem alakul át és nem nyelődik el (λ = 0). Az egyszerűsített differenciálegyenlet tehát a következő: u⋅ ∂q = K ⋅ ∆q + Q ⋅ δ(r ) , ∂x (5.16) ahol a már alkalmazott jelöléseken felül K a diffúziós állandó az összes irányban, ∆ a Laplace-operátor. A (5.16) differenciálegyenlet megoldása: q= Q  u  r − x ) . ⋅ exp− ( 4⋅ π ⋅K ⋅r  2⋅K  (5.17) A nyert eredmény alkalmazását nehezíti , hogy a derékszögű koordináták helyett a forrásponttól mért r távolságot tartalmazza, ezért célszerű a matematikai pontosságot feladva az r és az r - x helyébe közelítő értékeket helyettesíteni. A közelítő kifejezések keresésénél abból indulhatunk ki, hogy jelentős koncentráció csak a füstzászló tengelyének szűk környezetében várható, ezért vizsgálatainkat

arra a tartományra korlátozhatjuk, ahol az y << x és a |z - H| << x feltételek teljesülnek. Ilyen feltételek mellett az összefüggés nevezőjébe r helyett x irható. Ez az egyszerűsítés természetesen nem. tehető meg az exponenciális kifejezés argumentumában, mert akkor az nullává válna Az r - x különbségnek igen jó közelítését kaphatjuk a következő formában: r − x = x + y + (H − z ) − x ≈ 2 2 2 y 2 + (H − z ) 2⋅x 2 . Ezek alapján átalakítva az összefüggést, a következő eredményre jutunk: - 127 - (5.18) 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése q= ( ) Q u 2   ⋅ exp− ⋅ y 2 + (H − z )  4⋅π⋅K ⋅x  4⋅K ⋅ x  (5.19) Ugyanerre az eredményre jutottunk volna akkor is, ha az (5.14) differenciálegyenletből a Laplace-operátorral jelzett három tag közül az x irányú diffúziót jelentő tagot elhagyjuk. Ezt pedig megtehetjük, hiszen szélirányban a diffúzió

szennyezőanyag szállító hatása a szél általi szállításhoz képest elhanyagolhatóan kis mértékű. Annak ellenére, hogy az utóbbi két összefüggés számszerűen alig eltérő eredményt ad, formailag lényeges különbség – a derékszögű koordináták kizárólagos használata mellett – a z és y irányú koncentrációváltozás leírása Gauss-eloszlás formájában. Ha bevezetjük a σ2 = 2⋅K ⋅x u (5.20) szórásnégyzetet és behelyettesítjük az (5.19) összefüggésbe, a következő eredményt kapjuk:  y 2 + (H − z )2  Q  . ⋅ exp− q= 2 ⋅ π ⋅ σ2 ⋅u 2 ⋅ σ2   (5.21) A levezetés során alkalmazott talán legsúlyosabb elhanyagolás a diffúzió izotróp voltának feltételezése. Ezt az elhanyagolást a Kz és Ky diffúziós tényezők eltérésének megfelelően az y és a z irányú szórások eltérő értékeivel korrigálhatjuk. Ebben az esetben a kétirányú Gauss-eloszlást következő

szennyezőanyag koncentrációt a következő – Pasquill-modell néven is ismert – összefüggés írja le: 2  y2 H − z)  ( Q  . ⋅ exp− − q= 2 2⋅ π ⋅ σy ⋅ σz ⋅u 2 ⋅ σ z2   2 ⋅ σ y  (5.22) Ugyanerre az eredményre más gondolatmenettel is eljuthatunk. Eleve tételezzük fel, hogy egy adott tetszőleges x távolságig eljutva a szennyezőanyag részecskéknek a füstfáklya tengelye körüli szétszóródása – az örvények általi szétszállítás véletlenszerű jellege következtében – mindkét irányban Gauss-eloszlás szerint alakul, amelyek legvalószínűbb értéke y = 0, ill. z = H Ekkor az adott távolságú síkban a szennyezőanyag koncentrációt a  (z − H )2   y2  C  ⋅ exp−  ⋅ exp − q= 2  2 2 ⋅ π ⋅ σy ⋅ σz  2 ⋅ σ z   2⋅ σy  (5.23) kettős Gauss-eloszlás írja le. A C konstanst értékét úgy kell megállapítani, hogy az összefüggés

eleget tegyen az anyagmegmaradás törvényének, azaz forrástól tetszőleges síkon időegység alatt áthaladó szennyezőanyag mennyiség azonos legyen a forrás intenzitással, vagyis az időegység alatt kibocsátott szennyezőanyag mennyiséggel. A síkon időegység alatt egy u vastagságú légréteg halad át, a benne levő szennyezőanyag mennyiség: ∞ ∞ ∞ ∞ −∞−∞ −∞ −∞ ∫ ∫ u (z) ⋅ q (x, y, z ) ⋅ dy ⋅ dz = u ⋅ ∫ ∫ q (x, y , z ) ⋅ dy ⋅ dz , (5.24) amelyben az u szélsebesség kiemelése az integrálás alól csak akkor engedhető meg, ha a z irányú változását elhanyagoljuk. Miután a Gauss-eloszlás integrálja −∞ től +∞-ig egy, de az (523) összefüggésben a Gauss-eloszlás egy C együtthatóval is - 128 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése meg van szorozva, az (5.24) kifejezés értéke forrásintenzitással. Ebből C= u ⋅ C , ami azonos kell legyen a Q Q , u (5.25) és megkaptuk az (5.22)

összefüggést A légköri szennyezőanyag koncentráció kétváltozós Gauss-eloszlással való leírása – annak ellenére, hogy levezetése során számos közelítést és elhanyagolást tettünk – helyesen tükrözi a szennyezőanyag szélre merőleges irányú vándorlásának statisztikus jellegét és jó kiindulópontja a koncentráció-eloszlást leíró összefüggések empirikus úton történő pontosításának. 5.323 A szórások meghatározása A Gauss-eloszlást alkalmazó modell akkor válik használhatóvá, ha ismerjük a szórások különböző esetekben használható értékeit, ha tudjuk, hogy a szigma értékek milyen befolyásoló tényezőktől függnek és hogyan. A kétváltozós Gauss-eloszlást alkalmazó modellek közül elsőként Sutton-nak az 1950-es évek elején közzétett eredményeit kell említeni (Sutton, 1953 és Wexler, 1955). Bár az (522) összefüggést ilyen formában nem írja le, lényegében a σy és a σz értékekre ad

empirikus összefüggéseket σy = 1 2 ⋅ Cy ⋅ x 1− n 2 és σ z = 1 2 ⋅ Cz ⋅ x 1− n 2 (5.26) formában. A szórásnak a forrástól mért távolság szerinti változása – az (5.20) képlettől eltérően – a légkör stabilitásával változó n paramétertől függően különböző kitevővel jellemezhető. Az n ún meteorológiai paraméter 0,2 és 0,5 közötti értékeket vehet fel úgy, hogy a labilis állapotban az alacsonyabb, stabil állapotban a magasabb értékek érvényesek. Sutton mérései során kapcsolatot talált a meteorológiai paramétere és a szélprofilkitevő között a p= n 2−n (5.27) formában, ami azt is jelenti, hogy nála a szélprofilkitevő csak a légköri stabilitástól függ és értéke 0.11 és 033 között mozog A szennyezőanyagok légköri terjedésének számítására jelenleg legelterjedtebben a Pasquill-modellt használják. Ez a modell nem más mint az (522) összefüggés, amelyet Pasquill írt le

először. Pasquill és munkatársainak gyakorlati szempontból legjelentősebb eredménye a szórásértékek meghatározása (Pasquill, 1962, Slade, 1968, Briggs, 1974, Doury, A., 1976, és Gifford, 1976) Hatalmas mennyiségű mérési adat feldolgozása után arra az eredményre jutottak, hogy sík vidéken a szórások értékét a légkör stabilitása és a forrástól mért x irányú távolság határozza meg. A légkör stabilitásának besorolására hat kategóriát használtak, ezek jelölése és elnevezése a következő: - 129 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése A – erősen labilis B – közepesen labilis C – enyhén labilis D – semleges E – enyhén stabil F – erősen stabil A fenti stabilitási kategóriák szerint csoportosított szórásértékeket a távolság függvényében az 5.12 ábrában adjuk meg Pasquill nem a hőmérsékleti gradiens csak speciális eszközökkel meghatározható számszerű értékével definiálja a stabilitási

kategóriákat, hanem könnyen észlelhető jelenségekhez kapcsolva megadja a legnagyobb valószínűséggel előforduló állapotokat (5.3 táblázat) Nappalra vonatkozóan – a szélsebesség mellett – meghatározó tényezőként a besugárzás intenzitását adja meg, amely a felhőzet mértékétől, a földrajzi helytől, évszaktól és napszaktól függő mértékű és könnyen megítélhető. Ehhez hasonlóan éjszaka a stabilitást a kisugárzás mértéke szabja meg, amely az égbolt felhőzettel borított részarányával jellemezhető. AB 10000 C D σz [m] FE 1000 10000 σ [m] y 1000 100 100 10 10 1 100 1000 1 10000 x [m] 100000 100 A B C D E F 1000 10000x [m] 1000 5.12 ábra A szórások értékei Pasquill szerint (Slade, 1968) 5.3 táblázat A légköri stabilitás legvalószínűbb értékei Pasquill szerint Szélsebesség a talajközelben u1, m/s <2 2–3 3–5 5–6 >6 Nappal a besugárzás mértéke erős közepes gyenge A A–B B A–B B C

B B–C C C C–D D C D D Éjszaka a felhőzet aránya ≥ 4/8 ≤ 3/8 – – E F D E D D D D A hazánkban rendelkezésre álló meteorológiai észlelési adatok indokolttá teszik, hogy a világszerte széleskörűen alkalmazott Pasquill-féle terjedési modellt csak némileg átalakítva használjuk fel. A szükséges átalakítást az Országos Meteorológiai Szolgálat szakemberei végezték el. Tekintettel arra, hogy hazánk jórészt síksági területeket foglal magában, a légkör stabilitása igen jól jellemezhető a függőleges hőmérsékleti gradiens értékével. Erre vonatkozó mérések – a légkör alsó 300 m-es szakaszára vonatkozóan – hosszú idő - 130 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése óta folynak. A vizsgálatok alapján Szepesi (1967) dolgozott ki jelölésrendszert a légköri stabilitások jellemzésére úgy, hogy a gyakorlatban előforduló hőmérsékleti gradiens értékeket 0,5°C/100 m lépcsőzésben 7 kategóriára osztotta

fel (5.4 táblázat) 5.4 táblázat A függőleges hőmérsékleti gradienssel jellemzett stabilitási kategóriák erős inverzió inverzió gyenge inverzió pozitív izoterm negatív izoterm normális labilis ∆ T / ∆z Stabilitási kategória s K/100 m 1 2 3 4 5 6 7 ≥1,51 1,01.1,5 0,51.1,00 0,01.0,50 -0,50.0,00 -1,00.-0,51 ≤-1,01 A stabilitási kategóriák Pasquill-tól eltérő megadása szükségessé tette azt is, hogy az eredeti szórásértékek diagramjait is némileg módosítsák. A két szélsőséges légkör állapotra vonatkozó görbék közel változatlanul hagyásával kidolgozott, 7 stabilitási kategóriára vonatkoztatott szórásértékek diagramjait az 5.13 ábrán mutatjuk be A kidolgozott módszer egyébként teljesen azonos az eredeti Pasquill-modell matematikai formalizmusával, így a vele végezhető számítások sem különböznek és valamennyi tükrözési és egyéb jelenséget is figyelembe vevő módosítás is ugyanúgy alkalmazható

rá, mint az a Pasquill-modell esetén. 7 6 5 4 3 2 1 10000 σ [m] y 10000 σ [m] 7 6 z 1000 1000 100 100 10 10 5 4 3 2 1 1 1 100 1000 10000 100000 x[m] 100 1000 10000 100000 x [m] 5.13 ábra A szórások értékei Szepesi (1967) szerint Nowiczky (1976) munkájában olyan formulákat javasol, amely a légköri stabilitás és a távolság mellett figyelembe veszik a felszíni érdesség örvénykeltő hatását is. Ezek a formulák kerültek az idevonatkozó MSZ 21457/4 szabványba is a következő formában:  H σ y = 0.08 ⋅  6 ⋅ p −03 + 1 − ln  ⋅ x 0367⋅( 25 − p ) , z0   - 131 - (5.28) 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése  H σ z = 0.38 ⋅ p 13 ⋅  87 − ln  ⋅ x 155⋅exp( −235⋅p ) , z0   (5.29) ahol p a szabvány megnevezése szerint "a szélprofil egyenlet kitevője", de valójában csupán egy segédparaméter, amely nem tévesztendő össze a (5.2) összefüggésben szereplő

azonos jelölésű és hasonló nevű szélprofil kitevővel (a megkülönböztetés érdekében a továbbiakban po-lal jelöljük). Használandó értékeit a szabvány az 55 táblázat szerint adja meg. A z0 érdességi paraméterre javasolt értékek az 56 táblázatban láthatók. A (5.28) és (529) összefüggésekben minden méret jellegű változó méterben szerepel. Ha a H/z0 arány a számítások során 2000-nél nagyobbra adódna, akkor 2000-nek kell tekinteni. 5.5 táblázat A p0 tényező értékei Stabilitási kategória: p0 7 6 5 4 3 2 1 0.170 0.282 0.343 0.384 0.427 0.446 0.464 Pasquill-féle stabilitási indikátor: p0 A B C D E F és F* 0.079 0.143 0.196 0.270 0.363 0.440 5.6 táblázat Az érdességi paraméter értékei z0,m A terület jellege Sík, növényzettel borított terület 0.1 Erdő 0.3 Település 1.0 1.2 20 Város Nagyváros 3.0 Az érdességi paraméter helyes meghatározása a terjedési vizsgálatok egyik

kritikus pontja. A nehézsége abból adódik, hogy általában nincs nagy kiterjedésű, homogén érdességű terület, különböző jellegű (pl. mezőgazdasági, erdős, beépített) és domborzatú körzetek váltogatják egymást, ugyanakkor a terjedés számítás eredménye igen érzékeny az érdességi paraméterre. Nagy felületű kibocsátás esetében az előzőek szerint meghatározott szórásokat az MSZ 21459/2 szerint korrigálni kell. E szabvány szerint területi (felületi) forrásnak számít a diffúz forrás (pl. a tető közvetlen közelében, illetve a szerkezeti hézagokon keresztül kibocsátó objektumok, meddőhányók stb.) A területi forrásra a szórások meghatározása: - 132 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése σ ty = σ 2yo + σ 2y , (5.30) 2 σ tz = σ zo + σ 2z , (5.31) ahol σyo és σzo a vízszintes ill. a függőleges irányú kezdeti szóródási együttható, amelyek a szabvány szerint: • • a vízszintes irányú

kezdeti szóródási együttható a területi forrás szélességének 4.3-del osztott értéke, a függőleges irányú kezdeti szóródási együttható a területi forrás magasságának 2.15-dal osztott értéke 5.324 A szélsebesség átlagolása Az (5.22) összefüggés levezetésénél az u szélsebesség magasságfüggését el kellett hanyagolni. Ez az összefüggésben akkor okozza a legkisebb hibát, ha a homogénnek tekintendő szélmező sebességét a tényleges szélmező átlagos sebességével vesszük számításba. Mivel a szennyezőanyagnak az effektív forrásmagasság szintjéről kell eljutnia a vizsgált receptorpont szintjéig és ez a receptorpont általában talajszinten vagy annak közvetlen közelében van, az átlagolást célszerűen a z = 0.H tartományra kell elvégezni. Erre a tartományra az átlagos szélsebesség: H H u (H )  z 1 1 Hp = u = ⋅ ∫ u (z ) ⋅ dz = ⋅ ∫ u 1 ⋅   ⋅ dz = u 1 ⋅ p H 0 H 0  z1  (1 + p ) ⋅ z1 p

+ 1 p (5.32) 5.325 A tükröződés A földfelszínnek a vizsgált szennyezőanyagra gyakorolt hatása kétféle lehet: a szennyezőanyagot részben elnyeli, az el nem nyelt részt pedig visszaveri. A vizsgálatok során először a teljesen visszaverő, majd a teljesen elnyelő felszín esetével foglalkozunk, így kísérelve meg a tényleges jelenséget korlátok közé fogni. Talajszinten lévő, folytonosan kibocsátó forrás esetére teljesen visszaverő felszín feltételezésével levezetés nélkül is könnyen belátható – figyelembe véve, hogy végtelen tér helyett csak végtelen féltér áll rendelkezésre –, hogy a megmaradó fél szennyezőanyag-felhő minden egyes pontjában pontosan kétszer akkora koncentrációnak kell lenni, mintha ugyanez a szennyezőanyag a végtelen térben terjedne. A kapott kettes szorzótényező tulajdonképpen a talajfelszín alá kerülő szennyezésfelhőnek a talajszintre vonatkozó „tükrözését” jelenti. Magas,

folytonosan emittáló pontforrás esetén a talajszint hatására bekövetkező „tükrözést” – az optikai analógia mintájára – úgy célszerű figyelembe venni, hogy a szennyezéseloszlást leíró függvényt kiegészítjük egy a szennyezőforrás magasságával a talajfelszíntől azonos távolságra, de negatív z irányban található fiktív, az eredeti forráséval azonos mennyiséget kibocsátó forrás (lásd 5.14 ábra) körüli szennyezés kialakulását leíró taggal. Ez az x, illetve y irányú eloszlások értékeit nyilván nem fogja befolyásolni, de a z irányú eloszlásfüggvény az eredetitől eltérő lesz:  (z + H )2   y2  Q  ⋅ exp−  ⋅ exp − qt = 2  2 2 ⋅ π ⋅ σy ⋅ σz ⋅u  2 ⋅ σ z   2⋅ σy  - 133 - (5.33) 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése z H y H-z z -H x H+z 5.14 ábra A tükrözött füstfáklya helyzete Ha a felszín elnyelő, feltételezhető, hogy az 5.14

ábrán a felszín alá kerülőnek rajzolt valóságos szennyezésfelhőnek megfelelő szennyezőanyag mennyiség teljes egészében elnyelődik, ahol a talaj felszínére ér, azaz a végtelen térre érvényes megoldás függvényt használhatjuk, de úgy, hogy z < 0 esetére nem tekintjük értelmezettnek. Tökéletes tükrözés esetén a valós füstfáklya (5.22) szerinti és a fiktív füstfáklya (5.33) szerinti koncentráció értékei összeadódnak A valóságos esetek nyilván a két szélsőséges eset (teljes tükrözés, illetve teljes elnyelés) között vannak. Ennek megfelelően, ha a tükrözést figyelembe vevő tagot egy egynél kisebb a szorzótényezővel írjuk az eloszlásfüggvénybe, megkapjuk a részleges visszaverődést leíró összefüggést: q ( x, y , z ) =  y2  Q ⋅ exp⋅ − ⋅ 2  2 ⋅ π ⋅ σy ⋅ σz ⋅u  2 ⋅ σ y    (H − z ) 2   (H + z ) 2   exp exp a − + ⋅ ⋅.   − 2

 2    2 ⋅ σz   2 ⋅ σ z   (5.34) Az összefüggés talajszinten (z = 0) érvényes alakja: (1 + a) ⋅ Q  y2 H2  . ⋅ exp− − q= 2 2  2⋅ π ⋅ σy ⋅ σz ⋅u  2 ⋅ σ y 2 ⋅ σ z  (5.34a) Ezek az általános formulák magukba foglalják a teljes elnyelődés (a = 0), a teljes visszaverődés (a = 1) és a részleges visszaverődés (0 < a < 1) esetét is. - 134 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése Gázalakú szennyezőanyagok esetén a tükrözési tényező pontos értékét, amely igen sok befolyásoló tényezőtől függ, gyakorlatilag lehetetlen meghatározni. Tapasztalati értéke egyhez igen közel áll. Emiatt – és a biztonság kedvéért is – gázalakú anyagoknál a valóságot igen jól közelítő teljes tükröződést (a = 1) feltételezhetjük. Ülepedő szennyezőanyagok esetén a tükrözési tényező egynél lényegesen kisebb is lehet. Értéke elsősorban az

ülepedés sebességétől függ 5.326 A szennyezőanyagok kikerülési folyamatai Szennyezőanyagok a terjedés folyamán többféle folyamat miatt tűnhetnek el, kerülhetnek ki a légkörből. Ezek közül a legfontosabbak a szennyezőanyag kimosódása, kémiai vagy radioaktív átalakulása. Gázalakú légszennyezők kimosódása három folyamat eredményeképpen jöhet lére: a gázmolekula – ha vízben oldható – diffúzióval juthat az esőcsepp belsejébe, kémiai reakcióba léphet a vízzel vagy megkötődhet a hópehely felületén (utóbbi esetben a vízben való oldhatóság kevésbé játszik szerepet). A kimosódás számítása két tényező meghatározásán alapszik: meg kell határozni az esőcsepp felületére kerülő gázrészecske fluxus nagyságát, továbbá az esőcseppek és a felületükre került gázmolekulák fizikai, illetve kémiai kölcsönhatásának valószínűségét. A vízcseppre jutó gázrészecske fluxus függ az eső

intenzitásától, az esőcseppek méreteloszlásától, az esőcsepp esési sebességétől és a légköri gázkoncentrációtól. Szilárd légszennyezők kimosódásánál elsősorban a felületen történő megkötés szerepe jelentős, a vízben oldás és különösen a kémiai reakciók jelentősége kisebb mint a gázalakú szennyezők esetén. A kimosódás mértéke elsősorban a csapadék intenzitásától és a szennyezőanyag szemcseméretétől függ. A kimosódás számításba vételének módja a terjedés differenciálegyenletében már adott: ∂q = ∂t .− λ ⋅ q A differenciálegyenlet itt jelölt tagja (− λ ⋅ q ) minden koncentrációval arányos kikerülés folyamat, így a kimosódás leírására is alkalmas. Ennek a töredék differenciálegyenletnek a megoldása egy időben csökkenő exponenciális függvény. A kimosódási idő kifejezhető a szennyezőanyagot szállító (átlagos) szélsebesség ( u ) és a megtett út (x)

segítségével. Ezek figyelembevételével a kikerülési folyamatokat számításba nem vevő qO koncentrációból a x  q = q o ⋅ exp − λ ⋅   u (3.35) kiegészítéssel kaphatjuk a kikerülést is leíró modellt. A λ kimosási tényező az előzőek értelmében igen sok változónak függvénye. Csökkenthető a független változók száma, ha a csapadék tulajdonságait egyetlen, a legkönnyebben mérhető jellemzővel, az intenzitásával adjuk meg. Ez azért tehető meg, mert egy bizonyos terület klimatikus viszonyai között az intenzitáshoz igen statisztikusan hozzárendelhető a cseppek valamilyen méreteloszlása és sebessége. Gázalakú légszennyezők esetében a további tényezőket (oldhatóság, kémiai reakciók) egyértelműen megszabja a szennyező anyagi minősége. Gázalakú légszennyezők kimosási tényezőjét az 5.15 ábrán egy széles sávval adjuk meg (Bede és Gács, 1976). E sáv felső szélén a vízzel kémiai

reakcióba lépő anyagok (pl: SO2), - 135 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése kimosódási állandó, 1/s 10 10 alsó szélén a rosszul oldódó, kémiailag nem reagáló anyagok (pl.: nemesgázok) helyezkednek el. Szilárd szennyezőanyagok esetén a döntő jellemző a szemcseméret. A különböző szemcseméretekhez tartozó kimosási tényezőt az 5.16 ábra mutatja vízben nem oldódó és vízzel reakcióba nem lépő anyagokra (Bede és Gács, 1976). Vízben oldódó vagy vízzel reagáló szilárd anyagok esetén a kimosási tényező értéke némileg nagyobb. -3 -4 -5 10 0.1 1 Vegyileg átalakuló vagy radioaktív anyag esetében a szennyezéseloszlási függvényben a forrástagot az előzőekhez teljesen hasonló módon kell korrigálni, hiszen egy vegyület átalakulásával történő szennyezőanyag „eltűnés” vagy a radioaktív bomlás ugyanolyan differenciálegyenletekkel írható le, mint a kimosódás általi szennyezőanyag csökkenés.

Mindössze a λ tényező értékét kell megfelelően helyettesíteni. Radioaktív anyag a esetén a bomlási állandót kell beírni, kémiai átalakulás esetében pedig a vizsgált anyag átlagos élettartamából (T) vagy felezési idejéből (T1/2) határozható meg a bomlási állandó a 10 100 csapadék intenzitás, m 5.15 ábra Gázok kimosódási állandója kimosódási állandó, 1/s 0.01 25 17 12 8 5 0.001 3 2 0.0001 0.00001 0.1 λ= 1 10 100 csapadék intenzitás, m 5.16 ábra Szilárd anyagok kimosódási állandója (paraméter: a részecskék mérete µm-ben). 1 ln(2) = T T1/ 2 kapcsolat szerint. Figyelni kell azonban arra is, hogy a kémiai vagy radioaktív átalakulás során a létrejövő anyag is lehet kellemetlen légszennyező. Ilyenkor az eredeti anyag (vegyület vagy radioaktív szennyező) forráserősségének korrigálása mellett vizsgálni kell a keletkező új légszennyező anyagot. 5.327 Az ülepedés Az ülepedő légszennyezők

légkörbeni eloszlásának vizsgálata során a felírható diffúzióegyenlet igen bonyolulttá válik. Nem választható ugyanis ketté a diffúzió és az ülepedés folyamata (a diffúziós tényező nyilvánvalóan az ülepedési sebességnek is függvénye és viszont). Emiatt a nehézség miatt nem ismeretes olyan analitikus megoldása a diffúzió differenciálegyenletének, amely az ülepedő légszennyezők eloszlásának leírására alkalmas lenne, ezért a probléma megoldását fenomenologikus úton kell keresni. Az ülepedő légszennyező eloszlására vonatkozó összefüggésnek - 136 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése tartalmaznia kell a gázalakú légszennyezőre vonatkozó összefüggés minden jellemzőjét, ezen kívül pedig két további körülményt kell figyelembe venni: • az ülepedő szennyezésfelhő tengelyének iránya nem lehet a füstfáklya (hordozó gáz fáklya) tengelyével azonos, hanem attól az ülepedési viszonyoknak

megfelelően valamilyen szögben a talaj felé kell elhajolnia, • a gázalakú légszennyezők eloszlásfüggvényeiben a magas forrásokra vonatkozó eredményeknél alkalmazott tükrözési elv is kiegészítendő az ülepedési viszonyoknak megfelelően. Az ülepedő részecskék átmérője, sűrűsége és nyugvó levegőbeni ülepedési sebessége között egyértelmű, könnyen meghatározható kapcsolat áll fenn. Az ülepedési sebesség meghatározásában csak az ülepedő részecske sűrűségének értelmezése jelent nehézséget. Szemcsés anyagokra igen sokféle sűrűségfogalom használatos (tömör-, térfogat-, látszólagos-, ömlesztett-, rázott- stb. sűrűség). Általában a látszólagos sűrűség (a szemcse tömegének és zárt pórusaival együtt meghatározott térfogatának aránya) alkalmazásával kapjuk a valóságos viszonyokat legjobban közelítő ülepedési sebesség értékeket, de ha az ülepedő részecske alakja igen szabálytalan (pl. a

pernyék esetében), akkor ezen értékeknél kisebb ülepedési sebességek adódnak (Koncz, 1970). Mozgó levegőben (a szabad légtérben) formálisan igen egyszerűen megadható az ülepedési sebesség segítségével a részecske pályája: annak minden pontjában a részecske sebességvektora a szállítósebesség (a levegőmozgás sebessége) és az ülepedési sebesség vektoriális összege. Mozgó levegő esetén ez az egyszerű összegzés – a szél örvényességének mértékétől függően – csak 20.50 µm szemcseméret felett ad a gyakorlati tapasztalatokkal azonos eredményt. A nyugvó levegőben 0,5.1 cm/s-nél kisebb ülepedési sebességű szilárd szennyezőanyagot feltétlenül célszerű – az ülepedési sebesség elhanyagolásával – kvázi-gázként kezelni. Az ülepedő szennyezésfelhő tengelye a terjedés során nem a kezdeti H magasságban, hanem annál kisebb, folytonosan csökkenő H’(x) magasságú lesz. Bármely időpontban dt idő alatt a

részecskék vízszintes és függőleges elmozdulását a dz = −w ⋅ dt és dx = u (z ) ⋅ dt (5.36) egyenletek írják le. Ebből a két differenciális összefüggésből idő szerinti integrálással megkapható a H’(x) függvény. Egyszerűsíthető a probléma megoldása, ha a szélsebesség magasságfüggő értékei helyett a teljes tartományban az átlagos szélsebességgel számolunk. Ekkor a füstfáklya tengely helyzetét a dx = u ⋅ dt és dH ′ = −w ⋅ dt összefüggésekből kapjuk: H′ = H − w ⋅ x u (5.37) Ezt az eredményt a gázalakú szennyezőkre vonatkozó összefüggések z irányú eloszlást leíró tagjában H helyére helyettesítve kapjuk az ülepedő szennyezők eloszlását leíró modellt (Bede és Gács, 1975). Ülepedő szennyezőanyagok esetén a légköri koncentráció mellett fontos a depozició, az időegység alatt területegységre leülepedő anyagmennyiség meghatározása is. Egy adott anyag esetén a depozició

arányos a talajszint feletti koncentrációval. A wd arányossági tényező sebesség dimenziójú, ezért lerakódási sebességnek is szokás nevezni. Könnyen belátható, hogy nagy szemcseméret esetén (100.200 µm felett), amikor a szabadesés törvényei döntően befolyásolják a részecskék mozgását és a talajról való visszaverődés elhanyagolható, a wd lerakódási - 137 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése sebesség azonos a w ülepedési sebességgel. Kis szemcseméretek esetén a kettő között jelentős különbségek is lehetnek és a lerakódási sebesség a felszín alakjától, anyagától és állapotától is függ. A lerakódási sebességre vonatkozó ismereteink azonban igen hiányosak, emiatt a gyakorlati számításokban a kisebb szemcseméretek tartományában is w = wd egyenlőséget szokás feltételezni. A depozició számításánál az is figyelembe kell venni, hogy a tükrözési folyamat növeli a talajszinthez közeli

koncentrációt, de nem növeli a depoziciót. Ezt például úgy vehetjük figyelembe, hogy a számított talajszinti koncentrációt a tükrözést figyelembe vevő 1 + a tényezővel elosztjuk. D = wd ⋅ q ≈ w ⋅ q 1+ a (5.38) 5.328 A teljes modell Az előző pontok alapján összeállítható az a teljes terjedési modell, amely már figyelembe veszi a H vastagságú rétegre végzett szélsebesség átlagolást, a talajfelszín teljes vagy részleges visszaverő hatását, a szennyezőanyag esetleges ülepedési sebességét, a kimosódási, átalakulási folyamatokat. Minden előzőekben felsorolt hatást és korrekciót tartalmazó modell a következő: q ( x, y , z ) =  y2  Q ⋅ exp⋅ − ⋅ 2  2 ⋅ π ⋅ σy ⋅ σz ⋅u  2 ⋅ σ y   w⋅x w⋅x   2  2    (H − u − z )   (H − u + z )    λ⋅x   + a ⋅ exp−   ⋅ exp − exp− 2 2  u  2 ⋅ σz 2 ⋅

σz            (5.39) 5.33 A domborzat hatása A szabványokban rögzített módszerek alapvetően nem használhatók erősen tagolt, igen egyenetlen felszín feletti terjedés modellezésére. A domborzatnak kettős áramlásmódosító hatása van. Egyfelől – mechanikai gátként – tereli az áramlást, másfelől a felszín különböző mértékű felmelegedése miatt maga is különféle áramlásokat okoz. Áramlást módosító hatásuk lehet a nagykiterjedésű vízfelületeknek (tengerek, tavak) is. A domborzat áramlás módosító hatása mindaddig kicsi, amíg a lejtök hajlásszöge csekély (max. 10-15% a vízszintestől mérve) Ilyenkor a légáramlás a domboldallal párhuzamosan tud haladni, így a szennyezések terjedésére és hígulására nincs számottevő hatása. Nagyobb emelkedésű hegy vagy domboldal mentén azonban az áramlás sebessége is megváltozik. Ennek a módosult áramlásnak a

talajszinti koncentrációra csökkentő és növelő hatása egyaránt lehet, a meteorológiai állapottól, illetve a vizsgált terület jellegétől függően. Az igen gyakori, viszonylag egyenletesen emelkedő domboldal esetén elvben lehetséges jobb közelítést keresni. Egy ilyen módszer lényegét a már bemutatott 52 ábra alapján tekinthettük át, amelynek A. része a dombra feláramlásnál kialakuló áramvonalak vázlatát mutatja (a valóságban természetesen sem a felszín, sem az áramvonalak nem tört egyenesek, hanem simább átmenetűek, az ábra csak a jelleget mutatja). A füstfáklya tengelye az áramvonalak mentén haladva a domboldalnál felemelkedik, de kisebb mértékben, mint a felszín magasságváltozása (minél magasabban helyezkedik el a füstfáklya annál kevésbé követi a tengely a felszín - 138 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése alakulását), így a tengely talajszint feletti magassága – egy kezdeti rövid emelkedés után

– csökken. Ezt a B ábrarész vastag vonala mutatja egy 200 méter szintkülönbségű emelkedés fölötti, eredetileg 300 méter magas áramvonalra. Ennek a mozgásnak 3 közelítési módja lehetséges: • "optimista": feltételezi, hogy a tengely emelkedése azonos a talajszint emelkedésével, azaz a talajszint feletti magassága nem változik, ennek következtében a talajszinti koncentrációk azonosak lesznek, mint sík terület esetén (alábecslés), • "pesszimista": feltételezi, hogy a tengely nem emelkedik semennyit, így gyorsan közeledik a talajhoz, az áramvonalak átbökik a talajt (!), ez igen durva felülbecslést eredményez, • "reális": a füstfáklya fenti két szélső eset közötti mértékű emelkedésével számol, csupán leegyszerűsíti az áramvonal valódi alakulását. Természetes, hogy ez utolsót kell használni, "csak" az a nehézség, hogy a legtöbb esetben nem tudjuk, hogy a két szélsőség

között hol helyezkedik el. Emiatt a számításokban célszerű a valóságot alulról és felülről behatárolni ("optimista" és "pesszimista" közelítéssel) és megbecsülni, mi lehet a reális eset. Jobb közelítést csak a feláramlási folyamat jobb megismerése adhat. Előfordulhat, hogy az áramlás jellege az előző esettől eltérő, kiugró tárgyakat az áramlás nem elsősorban felfelé, hanem oldalirányban kerül meg. Ilyen pl egy magas vékony torony, de a föléáramlás mellett ilyen jelleg is megjelenik egy épület vagy kiugró hegyorom esetében is. Ilyenkor a füstfáklya tengelye inkább a kiugró tárgy környezetének sík voltát vagy emelkedő jellegét veszi át, magán a kiugráson a nem talajszinti (z > 0) koncentráció érvényesül. Minden domborzat által befolyásolt terepen igen gondosan kell mérlegelni a domborzati viszonyokat és az adott körülmények közt leginkább használható módszereket kiválasztani. A

felsorolt, áramlást módosító hatások figyelembe vételére azonban csak minőségi megfontolások tételére alkalmas észlelési anyagmennyiség áll rendelkezésre kivéve a szélrózsa adatokat, melyek egy-egy földrajzi helyen nyilván tartalmazzák a környező topográfiai körülmények hatását. A légszennyezés matematikai modelljeibe ma még ennél többet – a megbízhatóság feláldozása nélkül – nem lehet beépíteni. 5.34 A légszennyezés időbeli folyamatai A terjedési modellek a szennyezőanyag koncentráció eloszlásának rögzített feltételek (kibocsátás nagysága, szélsebesség, stabilitás stb.) melletti meghatározására alkalmasak. Célként vagy feladatként azonban az esetek jelentős részében valamilyen hosszabb időszakra (általában egy évre) vonatkozóan a koncentráció időbeli változásának vagy átlagos értékének meghatározása jelentkezik. Ilyen esetekben szinte mindig a talajszinten jelentkező koncentrációt

vizsgáljuk, ezért a továbbiakban általában a z = 0-ra vonatkozó összefüggéseket használjuk. 5.341 A koncentráció időbeli változása A terjedési modell formálisan a következő függvénykapcsolattal írható fel: q = q (Q, h,Qh , u, s, x, y , z .) (5.40) - 139 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése É vizsgált pont y y x ϑ 0 ϑ ∆ϑ u forrás x NY K D 5.17 ábra A helykoordináták és a szélirány kapcsolata A szennyezőanyagokterjedésének matematikai leírásában olyan koordinátarendszert használtunk, amelyben az x és az y tengelyek iránya a széliránnyal párhuzamos, illetve arra merőleges. A szélirány változásakor emiatt a rögzített pont koordinátái megváltoznak. 5.17 ábrán Az feltüntetett geometria esetén a vizsgált pont és a forrás talppontjának r távolsága és e szakasznak a földrajzilag rögzített koordinátarendszerben mérhető irányszöge állandó, míg a szélirány változásakor a szélirány és

az r helyvektor által bezárt ∆ϑ szög is, és vele együtt az x és y koordináták is megváltoznak az alábbi összefüggés szerint: x = r ⋅ cos(∆ϑ ) (5.41) y = r ⋅ sin(∆ϑ ) (5.42) Ennek megfelelően az (5.40) függvénykapcsolatot célszerűen a következő alakra írhatjuk át: q = q (Q, h,Qh , u, s, r , ∆ϑ, z .) (5.43) A felsorolt független változók közül csupán a geometriai kéménymagaság (h) és a vizsgált pont távolsága (r) állandó. A változó emissziós paraméterek (Q, E) és meteorológiai jellemzők (u, s, ∆ϑ ) figyelembevételének módját a következő pontok ismertetik. Az összefüggésekben nem jelölt változók (pl: csapadék, átalakulási állandó) hatását a továbbiakban elhanyagoljuk, mert szerepük e szempontból lényegtelen. 5.342 A kibocsátás időbeli változása A j-edik fajta szennyezőanyag kibocsátása egy P pillanatnyi teljesítményű kémény esetén a " tü ⋅ H i = f j ⋅ Qj = fj ⋅ m P η

(5.44) összefüggéssel számítható. Bár a hatásfok és a fajlagos kibocsátás a teljesítmény függvényében némileg változhat, a kibocsátás jó közelítéssel a terheléssel arányosnak tekinthető. A járulékos kéménymagasság számításához szükséges hőkibocsátást pedig az előzővel analóg " tü ⋅ H i = ξ fg ⋅ Qh = ξ fg ⋅ m P η (5.45) - 140 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése összefüggés adja meg. A füstgázveszteséget jellemző ξ fg tényező meghatározásának módját DIN 1942 részletezi. Alaperőművek esetén a kibocsátás folyamatos, az erőmű teljesítménye és így szennyezőanyag kibocsátása is viszonylag szűk tartományban változik. Ez lehetővé teszi azt, hogy a terjedésszámítások során az állandóan változó szennyezőanyag és hőkibocsátást évi középértékével vegyük számításba. Az így elkövetett hibát az is csökkenti, hogy a szennyezőanyag és a hőkibocsátás

közel arányosan változik, a talajszinti koncentrációra gyakorolt hatásuk azonban ellentétes, így részben kompenzálják egymást. Az évi átlagos kibocsátás az erőmű kihasználási tényezője, évi villamosenergia termelése vagy tüzelőanyag felhasználása alapján számítható. Qj = f j ⋅ ν j ⋅ Pi M ⋅ Hi = f j ⋅ tü η T (5.46) ahol az erőmű kihasználási tényezője: νi = E ki Pi ⋅ T (5.47) Az évi átlagos hőkibocsátás, amellyel az átlagos viszonyokat jól jellemző járulékos kéménymagasság meghatározható: Qh = ξ fg ⋅ ν j ⋅ Pi M ⋅ Hi = ξ fg ⋅ tü η T (5.48) Csúcserőmű esetén feltételezhető, hogy vagy névleges – illetve ahhoz közelálló – teljesítménnyel üzemel, vagy áll. Ennek figyelembevételével a kihasználási tényező felbontható két résztényezőre: ν i = νü ⋅ ν k νü = Tü T (5.49) és νk = E ki Pi ⋅ Tü (5.49a) A csúcserőmű üzemidőre átlagolt szennyezőanyag-

és hőkibocsátása az (5.46) és az (5.48) összefüggésekhez hasonlóan számítható, csak a ν i kihasználási tényező helyett a ν k üzemidőre vonatkozó kihasználási tényező használandó. Ha feltételezzük, hogy a csúcserőmű üzemideje alatt az egyes meteorológiai állapotok relatív előfordulási. valószínűsége azonos az évi valószínűség értékével akkor az évi szennyező hatás értékelése a folyamatos forráséval azonos módon történhet csak azt kell figyelembe venni, hogy minden állapotnak csak ν ü hányadában jelentkezik levegőszennyező hatás. Megjegyzendő, hogy a meteorológiai állapotok valószínűségére tett fenti feltételezés csupán közelítés, mert a villamos csúcsidőszak napszakhoz kötött volta és a légkör stabilitásának napi periodicitása valószínűvé tesz bizonyos kölcsönös kapcsolatot, ezt azonban ilyen típusú adatgyűjtés hiányában nem tudjuk figyelembe venni. Az olyan menetrendtartó

erőművek esetében, amelyek kihasználási tényezője a fenti két erőműtípusé közé esik és amelyek folyamatosan üzemelnek ugyan, de teljesítményük széles tartományban változik, az eddigi egyszerű eljárások nem alkalmazhatóak. Ilyenkor az év folyamán előálló üzemállapotokat olyan csoportokba kell összefogni, amelyek egyenként már csak egy viszonylag szűk teljesítmény és kibocsátás tartományt foglalnak magukba és ekkor ismét az átlagteljesítményhez tartozó adatokkal jellemezhető minden, az adott csoportba sorolt üzemállapot. A - 141 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése terjedés számítást ezek után minden üzemállapot csoportra külön-külön kell elvégezni, figyelembe véve a csoport relatív gyakoriságát és az egyes üzemállapot csoportokra végzett számítások összegezésével határozhatók meg az éves levegőszennyezési viszonyok az erőmű környezetében. Az előzőekben ismertetett összefüggések ilyen

formában a csak villamos energiát termelő erőművekre vonatkoznak. Hőszolgáltató erőművek esetén csak a tüzelőanyag felhasználást alapulvevő összefüggések használhatók. 5.343 A szennyezőanyag koncentráció átlagolása Igen gyakori, hogy a szennyezőanyag koncentrációnak valamilyen hosszabb időtartamra vonatkozó átlagos értékét kell meghatároznunk. A forrástól adott r távolságban lévő és ϑ 0 irányszöggel jellemezhető pontban valamely T időtartamra átlagolt koncentráció az alábbi integrál-középértékkel írható le: T  1  r ⋅ sin(∆ϑ ) 2  1   ⋅ dt q (υ o , r ) = ⋅ ∫ q o (u, s, r ) ⋅ exp− ⋅  σy T 0  2      (5.50) ahol q 0 (u , s, r ) az adott jellemzők esetén fellépő talajszinti koncentráció a füstzászló tengelye alatt, amely az (5.39) összefüggésből számítható z = y = 0 helyettesítéssel Az összefüggésben szereplő időben változó értékű

meteorológiai jellemzők (a szél sebessége és iránya, a stabilitás) azonban általában nem a folyamatosan változó értékükkel, hanem kategóriákba sorolt statisztikai adatokkal állnak rendelkezésre (lásd MSZ 21459/4). Nézzük meg, hogy módosul emiatt az összefüggés Ha csak a szélsebességet és a stabilitást használjuk véges számú kategóriába beosztva, a szélirányt pedig folyamatos értékkel, akkor az összefüggés új alakja részben szummázást, részben integrálást tartalmaz. T ⋅g ( u ,s ) 1 q (υ o , r ) = ⋅ ∑ ∑ q o (u, s, r ) ⋅ T ∫ 0  1  r ⋅ sin(∆ϑ ) 2    ⋅ dt exp− ⋅  σy  2      (5.51) ahol g(u,s) az s jelzőszámmal jellemezhető stabilitási állapot és az u átlagos szélsebességgel jellemezhető sebességkategóriába tartozó szél egyidejű előfordulásának relatív gyakorisága. A valóságban a szélirányt is véges számú (általában 16, ritkábban 8) csoportba

sorolják. Ezesetben a vizsgált pont jellemzésére a ϑ 0 irányszög helyett annak a széliránynak a Θ 0 sorszámát használhatjuk, amelyik a szennyezőanyagot abba a szektorba szállítja, amelyikben a vizsgált pont is elhelyezkedik, a középértékképzés pedig teljes egészében az előfordulási gyakoriság szerinti összegeződésig egyszerűsödik: q (Θ o , r ) = ∑ ∑ ∑ q o (u, s, r ) ⋅ F (∆Θ, s, r ) ⋅ g (Θ,u, s ) u s (5.52) Θ ahol g (Θ, u , s ) annak a relatív gyakorisága, hogy az s jelű stabilitás és a Θ sorszámú szélirányba fújó, u átlagos sebességgel jellemezhető szél egyidejűleg előfordulhat, az F (∆Θ, s, r ) átlagolási tényező a ∆ϑ szögeltérés átlagos hatását veszi figyelembe. Az (5.52) összefüggésben bevezetett átlagolási tényező tulajdonképpen nem más, mint az adott körülmények (távolság, szélsebesség, stabilitás) mellett a vizsgált - 142 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése

szektorban kialakuló közepes koncentrációnak és a füstzászló tengelye alatt fellépő maximális koncentrációnak az aránya. Segítségével a következő alakban írható fel a q k közepes koncentráció: q k (∆Θ, u, s, r ) = q o (u, s, r ) ⋅ F (∆Θ, s, r ) (5.53) Az átlagolási tényező lényegét és meghatározásának módját a (5.51) és (552) összefüggések összehasonlításával közelíthetjük meg. E két egyenletből: 1 ⋅ F (∆Θ, s, r ) = T ⋅ g (u, s, Θ) T ⋅g ( u ,s ,Θ ) ∫ 0  1  r ⋅ sin(∆ϑ ) 2    ⋅ dt exp−  σy  2     (5.54) Figyelembe véve, hogy a szögeltérés nagy értékeinél a koncentráció elhanyagolhatóan kicsivé válik, a gyakorlatilag érdekes esetekben megengedhető a sin(∆ϑ ) ≅ ∆ϑ és r ≅ x egyszerűsítés. Következő lépésben célszerű az idő szerinti integrálást szög szerinti integrálássá átalakítani. Ehhez – egyéb támpont híján

– azt kell feltételeznünk, hogy az adott szélirány szektoron belül a különböző szélirányok gyakorisága azonos. Így: ∆ϑ 2  1  x 2  1 ⋅ ∫ exp− ⋅   ⋅ ∆ϑ 2  ⋅ d∆ϑ F (∆Θ, s, x ) = ∆ϑ 2 − ∆ϑ 1 ∆ϑ1  2  σy     (5.55) ahol ∆ϑ 1 és ∆ϑ 2 a szögeltérés legkisebb és legnagyobb értékei. Végül bevezetve a b= x ⋅ ∆ϑ 2 ⋅ σy segédváltozót, és figyelembe véve az erf(x) függvény definícióját, amely szerint erf(x ) = 2 x ∫e π −t 2 ⋅ dt 0 az átlagolási tényezőre a következő összefüggést kapjuk: 2 ⋅ σ y b2 1 ⋅ ⋅ ∫ exp − b 2 ⋅ db = F (∆Θ, s, x ) = ∆υ 2 − ∆υ 1 x b1 ( = )   x ⋅ ∆ϑ   x ⋅ ∆ϑ   σy π 2  1    erf ⋅ ⋅ erf  −    2 x ⋅ (∆ϑ 2 − ∆ϑ 1 )   2 ⋅ σ y  ⋅ σ 2   y   (5.56) A szokásos 16 szélirányra történő felosztás

esetén az egy szektoron belüli minimális és maximális szögeltérés különbsége π/8 (22,5°). Ha a szél abba a szektorba fúj, amelyben a vizsgált pont is elhelyezkedik ( ∆Θ =0) és figyelembe vesszük, hogy a pont szektoron belüli átlagos helyzete a szektor szögfelezője, a szögeltérés minimális és maximális értéke ±π/16 (±11,25°), továbbá, hogy az erf függvény páratlan, akkor az átlagolási tényezőre a következő értéket kapjuk: F (0, s, x ) =   π⋅x  ⋅ erf   2π ⋅ x  16 ⋅ 2 ⋅ σ y  16 ⋅ σ y - 143 - (5.57) 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése Hasonló gondolatmenettel kaphatjuk meg az átlagolási tényezőt arra az esetre is, amikor a szél nem a vizsgált pontot tartalmazó szektorba fúj. A szomszédos szektor ( ∆Θ =±1) esetére például a következő eredményt kapjuk: F (1, s, x ) = F (−1, s, x ) =   3⋅π⋅x    π⋅x  − erf   ⋅ erf 

 16 ⋅ 2 ⋅ σ   (5.58) 2π ⋅ x   16 ⋅ 2 ⋅ σ y   y  8 ⋅ σy A koncentráció-eloszlás keresztirányban átlagolt értékének meghatározására régebben kidolgozott módszerek abból indultak ki, hogy nem követnek el nagy hibát, ha az integrálközép képzésénél nem a vizsgált tartomány tényleges határait használják integrálási határként, hanem a keresztirányú eloszlás görbéje alatti teljes (∞-től +∞-ig terjedő) területet határozzák meg, mivel ennek csak egy csekély része eshet a vizsgált tartományon kívülre. Így a keresztirányban átlagolt közepes talajszinti koncentráció +∞ 16 ⋅ σ y 16 , , 0 ⋅ = ⋅ q o (u, s, x ) q k (u, s, x ) = q x y dy ( ) ∫ 2π ⋅ x −∞ 2π ⋅ x (5.59) Ha bevezetjük az F ′(s, x ) = 16 ⋅ σ y (5.60) 2π ⋅ x jelölést, akkor a közepes koncentráció új formája: q k (u, s, x ) = F ′(s, x ) ⋅ q o (u, s, x ) (5.61) Összehasonlítva az

(5.57) és (560) összefüggéseket láthatjuk, hogy a két átlagolási módszer lényegében csak az erf függvény figyelembevételében, illetve elhanyagolásában (pontosabban az erf(∞)=1 értékkel való közelítésében) tér el egymástól. Vezessük be az F átlagolási tényező és az F közelítő átlagolási tényező viszonyának jelölésére a k korrekciós tényezőt: F (∆Θ, s, x ) = k (∆Θ, s, x ) ⋅ F ′(s, x ) (5.62) A széliránnyal megegyező szektorra:   π⋅x  k (0, s, x ) = erf    16 ⋅ 2 ⋅ σ y  (5.63) A korrekciós tényező értékét és meghatározási módját Szepesi (1967) ill. MSz 21457/4 szerint számolt szórások esetére az 5.18 és 519 ábrák mutatják A második esetben – a σ y -on keresztül – a korrekciós tényező nagymértékben függ a H/z0 viszonyszámtól is. Az ábrákból látható, hogy a korrekciós tényező s ≤ 4 esetén 1-nek vehető. - 144 - 5. Szennyezőanyagok légköri

terjedése b= πx 16√ 2 σy 1,7 s=4 s=5 s=6 1,5 1,3 s=7 1,1 erf( b) 0,9 erf(3 b) 0,7 1 0,9 0,8 0,7 0,5 100 0,6 1000 10000 100000 x, m 0,6 s=7 0,7 0,8 s=6 s=5 0,9 s=4 1 k(0, s, ) x 5.18 ábra A keresztirányú átlagolás korrekciós tényezője Szepesi (1967) szerinti szórások esetén Az ábrákon feltüntettük az erf(3.b) görbét is Látható hogy ez a görbe csak a kezdeti szakaszban és ott is csak egész kis mértékben tér el az egytől. Ebből következik, hogy s≥5 esetén is elhanyagolható minden ∆Θ ≥ 2 értékhez tartozó korrekciós tényező és ez a következő egyszerűsítést teszi lehetővé: k (1. s, x ) = 1 − k (0, s, x ) (5.64) 2 k(2,s,x) = 0 Ugyanakkor az ábrából az is látható, hogy a korrekciós tényező elhanyagolása különösen a magas kémények levegőszennyező hatása szempontjából kritikus labilis állapotokban okozhat jelentős hibát. - 145 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése 5/500 6/1000 b=

πx 16√ 2 σy 7/2000 1,7 6/500 7/500 5/200 6/200 1,5 7/1000 7/200 erf( b) 1,3 1,1 0,9 a görbék paraméterei: s és H/z0 0,7 erf(3 b) 0,5 1,0 0,9 0,8 0,7 100 0,6 1000 10000 100000 x, m 0,6 0,7 6/200 0,8 7/2000 0,9 5/200 6/1000 5/500 1 7/200 7/500 7/1000 6/500 k(0, s, ) x 5.19 ábra A keresztirányú átlagolás korrekciós tényezője MSz 21457/4 szerinti szórások esetén A korrekciós tényező segítségével a szektorra átlagolt közepes talajszinti koncentráció gázalakú szennyezőanyag esetén a q k (∆Θ, u, s, x ) = 16 ⋅ σ y ⋅ k (∆Θ, s, x ) ⋅ q o (u, s, x ) = 2π ⋅ x 16 ⋅ Q ⋅ k (∆Θ, s, x )  H2 x ⋅ exp − 2 − λ ⋅  u  σz 2π 3 ⋅ σ z ⋅ u ⋅ x (5.65) összefüggéssel számítható. 5.344 A szennyezőanyag koncentráció tartamdiagramja A szennyezőanyag koncentráció időbeli változása vizsgálatának és szemléltetésének egyik legcélszerűbb módja a szennyezőanyag koncentráció

tartamdiagramjának - 146 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése megszerkesztése. A tartamdiagram megszerkesztéséhez ki kell számítani a forrástól x távolságra lévő pontban a különböző szélsebességek, szélirányok és stabilitások esetén kialakuló q k közepes koncentráció értékeket és azokat nagyság szerint kell rendezni. A nagyság szerint rendezett értékekből az 520 ábrán bemutatott módon lehet tartamdiagramot szerkeszteni. Az így szerkesztett tartamdiagram lépcsős alakja abból adódik, hogy a számításokhoz véges számú, diszkrét értékekkel jellemezhető meteorológiai állapotot feltételeztünk. A szennyezőanyag koncentráció valóságos tartamdiagramja azonban – mivel a meteorológiai állapotok tényleges spektruma folyamatos – nyilvánvalóan csak folyamatos görbe lehet. A lépcsős diagramból elég jól becsülhető a folyamatos görbe lefutása is (lásd az 5.20 ábrán a szaggatott vonalat) A folyamatos görbét

úgy kell a diagramba berajzolni, hogy az alatta lévő terület azonos legyen a lépcsős diagram alatti területtel. Megbízható meteorológiai gyakoriság adatok általában csak éves időtartamra vonatkozóan állnak rendelkezésre, emiatt a leírt módszerrel csak éves tartamdiagramot szerkeszthetünk kielégítő pontossággal. q qk (∆Θ1, 1u, 1s, )x qk (∆Θ2, 2u, 2s, )x t1=T·g(Θ 1, 1u, 1s) t2=T·g(Θ 2, 2u, 2s) t1 t2 t 5.20 ábra Szennyezőanyag koncentráció tartamdiagramja 5.35 terjedés számítógépes modellezése A szennyezőanyag koncentráció tétbeli és időbeli eloszlásának meghatározása egyetlen forrás és egyetlen szennyezőanyag esetére is a terjedési modell több tízezerszeri végigszámolását teszi szükségessé. Több szennyezőforrás hatása alatt álló nagyobb terület esetén ez a szám további 1.3 nagyságrenddel nőhet Ez azt jelenti, hogy ilyen vizsgálatok csak számítógéppel végezhetők el. A számítógépes

modellezés egy sor számításszervezési kérdést vet fel és szükségessé válik a diagramokban vagy egyéb nehezen használható formában (mint pl. erf függvénnyel) adott paraméterek közelítő numerikus függvényeinek előállítása. 5.351 A számítógépes modellezés néhány gyakorlati kérdése Vannak esetek amikor célszerű első lépésben a talajszinti koncentráció maximumának távolságát megkeresni (pl. ehhez lehet igazítani a további vizsgálatok távolság skáláját, határérték túllépés vizsgálatánál itt lehet megállapítani, hogy van-e egyáltalán - 147 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése túllépés). Gázalakú szennyezőanyagokra a füstzászló tengelye alatti talajszinti q 0 koncentráció az (5.39) összefüggésbe a = 2, z = y = 0 és w = 0 helyettesítésével:  H2  Q  λ⋅x ⋅ exp− ⋅ exp − q=  . 2   u  π ⋅ σy ⋅ σz ⋅u  2 ⋅ σz  (5.66) A koncentráció

maximumára az összefüggés x szerinti deriválásával és a derivált zérushelyére felírható összefüggésből gázalakú szennyezőanyag esetére az 1 dσ z  1 dσ y λ H2  ⋅ ⋅ 1 − + ⋅ + =0  σ z dx  2 ⋅ σ z2  σ y dx u (5.67) egyenletet kapjuk. Az (528) és (529) szerinti szórás függvények formálisan σ z = az ⋅ x bz σ y = ay ⋅ x ill. by (5.68) alakban írhatók fel. Ezek segítségével a maximum helyére az   H   x=   a z ⋅ 1 + b y + λ ⋅ x u bz  ( 1 bz (5.69) ) implicit összefüggést kapjuk. A λ=0 esetre ez explicit összefüggésként adja a maximum helyének első közelítését, majd az érték iterációval pontosítható. Az iteráció a reális értékek tartományában igen gyorsan konvergál. Hasonló módon a keresztirányban átlagolt talajszinti q k koncentráció (5.65) összefüggésének deriválásából a maximum helye az 1 dσ z  H 2  1 1 dk λ ⋅ ⋅ 1 − +

=0 + − ⋅ σ z dx  2 ⋅ σ z2  x k dx u (5.70) egyenlet megoldása, amely     H   x=   a ⋅ 1 +  1 + λ ⋅ x u + 1 ⋅ dk  b  z   z  k dx    1 bz (5.71) formában kereshető. Ismét a λ = 0 és k = 1 feltételezéssel számítható közelítő értékből kiindulva iterációval határozható meg a maximum helye. Ha Szepesi (1967) szerinti szórásokkal számított koncentráció-eloszlás maximumát keressük, akkor először az (5.68) összefüggések konstansait kell megállapítani Ez történhet grafikusan az 5.13 ábrából vagy az 5352 pont közelítő függvényei segítségével. Bizonytalanabbá válik a maximum helyének megkeresése ha nem egyetlen meteorológiai állapotban, hanem azok valamilyen sorozatára (pl. évi átlag) keressük Az évi átlag maximuma távolságának közelítő becsléséhez vezessük be az L= x max h+E 3 (5.72) - 148 - 5. Szennyezőanyagok légköri

terjedése távolságarányt. Ennek értéke MSZ 21457/4 szerinti szórások használata esetén az esetek többségében 6 és 8 közé esik, ritkán – ha a labilis állapotok gyakorisága nagyon kicsi – felmehet 10.14-ig is Szepesi (1967) szerinti szórásértékek használata esetén a távolságarány a fentieknek körülbelül a fele. A maximum távolságának ismerete alapján lehet a számítások távolság skáláját meghatározni. Ha egyéb szempont nem befolyásol – pl meghatározott területre gyakorolt hatást kell vizsgálni –, akkor célszerűen a maximum távolságának felétől 2,5.3-szorosáig terjedő tartományon belül 2550 különböző távolságra érdemes számítást végezni, ennek eredményeiből már általában megfelelő szennyezettség térkép rajzolható (rajzolás alatt célszerűen számítógép segítségével végzett megjelenítés értendő). Az eddigiek alapján – gázalakú szennyezőanyagra – meghatározott távolságok jó

közelítéssel alkalmazhatók erőművi pernyekibocsátásokra is, mivel – a leválasztók szemcsenagyságtól függő leválasztási foka miatt – a kibocsátás döntő többsége mindig kisméretű, csekély ülepedési sebességű szemcsékből áll. Az ülepedő anyagok terjedésvizsgálata két további kérdést vet fel: az egyik a tükrözési tényező értéke, a másik pedig a szemcseméretek szerinti felosztás csoportszáma. A tükrözési tényező értékére számos irodalomban találhatunk közvetlen vagy közvetett utalást (pl. Sutton, 1953, Tadmor, 1971, Wojciechowsky, 1971, Csanady, 1958, Csanady, 1964). Ezek alapján egyértelműen megállapítható, hogy az 1 cm/s-nál kisebb ülepedési sebességű anyagok a légkörben gázként viselkednek, tehát a gázoknál feltételezett tökéletes tükrözés ezekre is alkalmazható, az 1 m/s-nál nagyobb ülepedési sebességű anyagok pedig egyáltalán nem verődnek vissza a talajról. A közbenső tartományra

ezen irodalmak adatai és az összefüggéseik számos esetre történő kiértékelése alapján a tükrözési tényezőnek a különböző ülepedési sebességekhez tartozó legvalószínűbb értéktartományát az 5.21 ábrán tüntettük fel 1 a(w) 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 0,01 0,02 0,05 0,1 0,2 0,5 1 w, m/s 5.21 ábra A tükrözési tényező és az ülepedési sebesség kapcsolata Az erőművekből kibocsátott pernye igen eltérő ülepedési sebességű szemcsék halmaza, ezért a számításokat néhány szétválasztott méretfrakcióra – a frakciónként megállapított forrásintenzitással, ülepedési sebességgel és tükrözési tényezővel – kell elvégezni és az eredményeket összegezni. - 149 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése 5.22 ábra A csoportszám hatása a számítási eredményekre A célszerű csoportszám vizsgálatához terjedésszámítást végeztünk olymódon, hogy először a teljes pernyemennyiséget egy

frakciónak tekintve azt az ülepedési sebesség súlyozott átlagával jellemeztük, majd a frakciószámot kettőre, háromra stb. növeltük mindaddig, amíg még adódtak eltérések. Ezután a legnagyobb csoportszámú beosztást tekintve pontosnak, megkerestük azt a minimális csoportszámot, amely hozzá képest már csak megengedhető eltérést mutatott. Egy ilyen vizsgálat eredményét – példaként – az 5.22 ábrán mutatjuk be Az ábrán bemutatott eredményeket az elektrosztatikus pernyeleválasztóra jellemző kilépő szemcseeloszlással kaptuk. A szemcseeloszlás adatait és a csoportfelosztás módját az 5.7 táblázat mutatja Az ábrából megállapítható, hogy ez esetben legalább 810 csoportra célszerű felosztani a teljes spektrumot. Ha a durva frakciók részaránya nő, akkor ezt a számot tovább kell növelni (Bede és Gács, 1975.) Az 5.7 táblázatból az is látható, hogy az összes mennyiség kis hányadát kitevő durvább (20.30 µm feletti

méretű) tartományt kell minél több csoportra osztani, a kisebb méretű szemcséknél a felosztás sűrítése nem hoz lényeges javulást. - 150 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése 5.7 táblázat A pernye feltételezett szemcseméret eloszlása és a vizsgált felosztások sorszám szemcse részátmérő arány µm 1 < 2.5 0.15 2 2.5 - 5 0.25 3 5 - 7.5 0.18 4 7.5 - 10 0.12 5 10 - 15 0.135 6 15 - 20 0.065 7 20 - 25 0.04 8 25 - 30 0.02 9 30 - 40 0.02 10 40 - 50 0.009 11 50 - 60 0.0045 12 60 - 80 0.0038 13 80 - 100 0.0012 14 100 - 150 0.0010 15 > 150 0.0005 15 12 10 csoportok száma 8 6 5 4 3 2 1 5.352 Közelítő függvények A szórási paraméter Slade (1968) vagy Szepesi (1967) szerinti megadása esetén a számítógépes alkalmazáshoz függvény formában kell felírni az 5.12 ill az 513 ábra görbéit. Az eredményeket a Szepesi (1967) szerinti görbesorra mutatjuk be Az y irányú szórások

ábrájából látható, hogy a különböző stabilitásokhoz tartozó görbék csak egy állandó szorzóban térnek el egymástól, tehát a szórás összetehető egy stabilitástól és egy távolságtól függő kifejezés szorzataként. Igen jó közelítést ad a σ y = f1 (s ) ⋅ f 2 (x ) (5.73) f1 (s ) = 0.3237 + 080137 ⋅ s − 015557 ⋅ s 2 + 0021278 ⋅ s 3 f 2 (x ) = 0.070529 ⋅ x 09075 − 37 ⋅ 10 −7 ⋅⋅x 18 − 048 függvény, melynek hibája mindig kisebb 1%-nál. - 151 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése A z irányú szórás görbéjét közelíthetjük a (5.68) szerinti hatványfüggvénnyel – amely log-log koordinátarendszerben egyenest jelent –, ekkor azonban a közelítést legalább három szakaszban kell végezni ahhoz, hogy a hiba 5%-on belül maradjon. A 1-től 5-ig terjedő stabilitások esetén az első tartomány 1 km-ig, a második 1-től 10 kmig tart, a harmadik pedig a 10 km feletti távolságokat foglalja magába. A 6

és 7 jelű stabilitások esetén a görbék eltérő jellege miatt az első tartomány 1, illetve 0,5 km-ig, második 1.5 km, illetve 0,51,5 km között, a harmadik pedig 59,5 illetve 1,52 km között helyezkedik el. A harmadik tartománynál nagyobb távolságokon Szepesi (1967) alapján a szórásértéket a távolságtól függetlenül állandónak, a 3. tartomány, végértékével azonosnak, azaz 7000 m-nek vehetjük. A c1 és c2 konstansok értékeit az 5.8 táblázat tartalmazza 5.8 táblázat A konstansok értékei az (5.68) összefüggéshez 1. tartomány Stabilitási paraméter s az 1 2 3 4 5 6 7 0.014 0.02475 0.05336 0.0817 0.07817 0.02975 -3 5.814⋅10 bz 1 0.954 0.875 0.845 0.903 1.152 1.569 2. tartomány 3. tartomány az az bz 0.308 0.3055 0.3004 0.2239 0.1973 -3 1.973⋅10 -5 7.859⋅10 0.553 0.59 0.625 0.699 0.778 1.548 2.262 3.823 3.319 2.522 2.1 0.8633 -8 1.225⋅10 -7 3.908⋅10 bz 0.279 0.331 0.394 0.456 0.611 2.956 6.136 Lényegesen jobb

közelítést ad és nem tartalmaz töréspontokat a log-log koordinátarendszerben másodfokú görbe, amely σ z = az ⋅ x bz +cz ⋅ln( x ) (5.74) formában írja le a z irányú szórást. A teljes tartományt két résztartományra bontva a hiba 2% alá csökken. Az első tartomány 3000 m-ig ill s = 7 esetén 1000 m-ig terjed, a második az ennél nagyobb távolságokat foglalja magába mindaddig, amíg a szórásérték a 7000 m-t meg nem haladja. Az (574) összefüggés állandóit az 5.9 táblázat tartalmazza 5.9 táblázat A konstansok értékei az (5.74) összefüggéshez 1. tartomány Stabilitási paraméter s az 1 2 3 4 5 6 7 5.282⋅10 -3 2.447⋅10 -3 8.608⋅10 0.023065 0.057994 0.850705 86.238 -4 2. tartomány bz cz az bz cz 2.1516 1.7912 1.4936 1.2496 1.0167 0.02459 -1.86625 -0.0996 -0.0738 -0.05264 -0.03239 -0.0112 0.09368 0.30432 0.014159 0.024408 0.018517 0.021985 0.022622 24 1.9404⋅10 66 5.9015⋅10 1.3536 1.27 1.3367 1.3407 1.2813 -13.8067

-44.0388 -0.051233 -0.044584 -0.045017 -0.043023 -0.03187 0.94626 3.2808 - 152 - 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése 5.10 táblázat Konstansok az (5.75) szerinti korrekciós tényező számításához Stabilitási paraméter s=6 s=5 c1 c2 c3 c4 c5 c6 c7 c8 c9 0.7397 0.02556 -7 -7⋅10 -13 1.7⋅10 2.3 0.069 -0.014 --- 0.5378 0.03861 -8 -3⋅10 --0.07 -0.009 0.0053 -0.0025 s=7 0.3474 0.04478 -7 5.24⋅10 --0.096 -0.013 0.029 -0.0026 Az 5.18 ábra szerinti korrekciós tényező (szórások Szepesi, 1967 alapján) esetére igen pontos közelítést ad a következő alakú függvény: k (0, s, x ) = c1 + c 2 ⋅ ln(x ) + c 3 ⋅ x + c 4 ⋅ x c5 + c 6 ⋅ e − c7 ⋅x + c 8 ⋅ e − c9 ⋅x (5.75) A közelítő függvény konstansainak értékét az 5.10 táblázatban adjuk meg, s = 5.7 jelű stabilitások esetére Az 5.19 ábra szerinti korrekciós tényező (szórások MSZ 21457/4 alapján) további független változója a H/z0 arány. Az ezt is figyelembe vevő

közelítő függvény: k (0, s, x, H z0 ) = 1 − a0 ⋅ x a1 +a2 ⋅ln ( H z0 ) + a3 ⋅ln ( x ) a4 +a5 ⋅ln ( H z0 ) H ⋅   z0  (5.76) A függvény konstansait s = 5.7 esetre az 511 táblázat tartalmazza Az s ≤ 4 esetben ill. ha teljesül a H ⋅ x 0.63 > b z0 (5.77) egyenlőtlenség, akkor k = 1 közelítéssel lehet élni (b értékeit lásd az 5.11 táblázatban) 5.11 táblázat Konstansok az (5.76) szerinti korrekciós tényező számításához Stabilitási paraméter s=6 s=5 a0 a1 a2 a3 a4 a5 b -19 -14 4.44⋅10 4.74664 -0.628 -0.21546 11.79 -0.87052 20000 4.891⋅10 3.02529 -0.39208 -0.13452 8.50933 -0.62789 45000 - 153 - s=7 -5 2.772⋅10 1.24528 -0.14387 -0.05338 2.44659 -0.16213 900000 5. Szennyezőanyagok légköri terjedése A szélprofilkitevő értékét Szepesi (1967) alapján határoztuk meg. A mért adatokra a ( ) p = 0.595 − 0032 ⋅ s − 00028 ⋅ s 2 ⋅ e −0206⋅u1 (5.78) közelítő függvényt

illeszthetjük, amelynek hibája általában kisebb mint 0,05, a relatív hiba általában 10.20%, ami figyelembe véve az adatok bizonytalanságát, elég jó egyezésnek mondható. Gázalakú szennyezőanyagoknál teljes, ülepedő anyagoknál pedig részleges tükröződéssel számolunk. Ez utóbbi esetre a tükrözési tényező legvalószínűbb értéktartományát bemutató 5.21 ábrán szaggatott vonallal berajzolt egyenessel vesszük számításba a visszaverődés hatását. Ennek . − 166 . ⋅ w 055 a(w ) = 12 (5.79) egyenlete a 0,022 m/s ≤ w ≤ 0,55 m/s tartományra érvényes, ennél kisebb ülepedési sebességeknél teljes tükrözést tételezhetünk fel (a = 1), nagyobb sebességeknél pedig nem számolunk tükrözéssel (a = 0). - 154 - 6. AZ ENERGETIKAI LÉGSZENNYEZÉS ÉRTÉKELÉSE Mint az 1. fejezetben már szerepelt, az optimális levegőtisztaság-védelmi döntéseknek teljeskörű gazdasági elemzésen kellene alapulnia és emellett egyéb olyan

tényezőket (pl. a közvélemény alakulását, eszmei értékeket) is figyelembe kell vennie, amelyek a gazdasági modellben természetüknél fogva nem szerepelhetnek. Az ehhez a folyamathoz szükséges ismeretek egy része ma még nem áll rendelkezésünkre. Ennek megfelelően ismereteink jelenlegi szintjén az immissziónormákkal való összehasonlításon alapuló egyszerűsített értékelési eljárások használhatók. Az ilyen elveket használó módszerek egy célszerű lehetőségét mutatják be a 6.1-63 alfejezetek a hagyományos (kémiai) és a radioaktív szennyezőanyagokra vonatkozóan. A 6.4-66 alfejezetekben a teljes, részletes modellbe beépíthető tényezőkkel foglalkozunk, ezen belül is elsősorban a hatás modellel, amelynek célja a környezeti károsodást okozó dózisok meghatározása. A további modelleket (károsodási és érték modell) csak olyan mértékben érintjük, amennyire azok a hatás modell felépítéséhez és a végcél

megértéséhez szükségesek. 6.1 Értékelés az immisszió normák alapján A kémények és szennyezőanyag leválasztási technológiák tervezésekor az egyik alapvető környezetvédelmi feladat a kémény környezeti szempontból történő ellenőrzése, amelynek eredményeként megadható, hogy az adott szennyezőanyag mennyiség az adott magasságú kéményen keresztül kibocsátható-e a légkörbe anélkül, hogy a levegőszennyezettség a környezetben meghaladja a még elfogadható mértéket, azaz úgy, hogy a talajszinti koncentrációk az egészségügyi határértékeken belül maradjanak. A megfelelőség megítéléséhez - mint azt már az 1. fejezetben kifejtettük - jelentős kibocsátású források esetén semmi esetre sem célszerű alapul venni az emisszió normát, nem csak azért, mert nem veszi figyelembe a kibocsátás egyedi körülményeit (helyi meteorológiai viszonyok, hőkibocsátás, beépítettség stb.), hanem elsősorban azért, mert

kidolgozásakor nem vették figyelembe a terjedési törvényszerűségeket, így semmilyen körülmények között sem tudja biztosítani a különböző előírások összhangját. Az értékeléshez az immisszió norma (jelenleg 5/1986 EüM rendelet és MSZ 21854) előírásait kell alapul venni. Ebben a legfontosabb szennyezőanyagokra három különböző átlagolási időre (év, nap, 30 perc) szabnak határértéket. Az immisszió normával való összevetésben megfelelőnek az a forrás minősíthető, amely minden szennyezőanyagra és minden átlagolási időre biztosítani tudja - az alapterhelést is figyelembe véve - az immisszió határértékek betartását (Gács, 1993). A kibocsátás (emisszió) és környezeti szennyezőanyag koncentráció (immisszió) között a terjedés számítás teremt kapcsolatot, ezért ez utóbbi a kémény ellenőrzésének, méretezésének és a környezeti hatásvizsgálatnak egyik nélkülözhetetlen eszköze. 6.11 Az alapterhelés

figyelembe vétele A jelenleg hivatalosan használandó, alapterheléssel fogalmilag rokon jellemző a 21/1986 MT rendeletben és a hozzátartozó 4/1986 OKTH elnöki rendelkezésben szereplő "terhelési index", amelynek előírt értékeit a rendelkezés melléklete településenkénti bontásban közli. Helyes tendenciája a terhelési index megállapításának, hogy a táblázat nem tartalmaz 100% vagy annál nagyobb értékeket akkor sem, ha az immisszió eléri vagy meghaladja a határértékeket, hiszen ez a - 155 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése szabályozás ellehetetlenülését eredményezné. Ugyanakkor a rendeleti értékek gépies, merev alkalmazása - különösen nagykibocsátású egyedi források esetében ellentmondásokhoz vezethet. A helyes értelmezés szerint ugyanis az alapterhelés " a háttérszennyezettségnek az az átlagértéke, amely olyan időjárási helyzetben jön létre, amikor a vizsgált forrás tervezési

maximális koncentrációt okoz". A háttérszennyezettség pedig a ". légszennyező forrás környezetében levő más, meglevő nagyobb térségű szennyeződési folyamatokból származó immisszió ." (MSZ 21460/2). Ennek figyelembevétele akkor fontos, ha valamely terület (város) szennyezettségét döntő mértékben egy nagy kibocsátó forrás okozza. Ekkor ugyanis a további forrásokra érvényes magas alapterhelés ellenére - a definíciónak megfelelően - a szóban forgó forrás vizsgálata esetére lényegesen alacsonyabb háttérkoncentrációt kell megállapítani. Értékelendő lenne a háttér-koncentráció és a meteorológiai tényezők kapcsolata is, mivel a tapasztalatok szerint magas háttér - az alacsony források szerepe következtében - általában stabil rétegződés és kis szélsebesség esetén alakul ki, míg a magas pontforrások labilis rétegződés és közepes szélsebesség esetén okozzák a legmagasabb talajszinti

koncentrációkat. 6.12 Az értékelés térbeli kiterjedése A levegőminőségi határértékeket egészségügyi vagy ökológiai értékelések alapján határozzák meg. Ez azt is jelenti, hogy a normaértékeket ott kell betartani, ahol az emberek ill. az egyéb élővilág élettevékenysége zajlik Növényzettel borított vagy falusias beépítettség esetén ez a talajszint közeli néhány méteres réteget jelenti, magasabb, városias jellegű beépítettség esetén azonban a legfelső lakószintek magasságáig kell kiterjeszteni a vizsgálatokat. A hazánkban szokásos 4-5 ill 10 emeletes beépítéseket figyelembe véve ez maximálisan z = 20 m vagy z = 35 m receptorpont magasságot jelent. Ennek megfelelően a továbbiakban a "talajszinti" kifejezés alatt mindig a beépítettség viszonyoknak megfelelő vastagságú légréteg értendő. 6.13 Az évi átlag értékelése Tekintettel arra, hogy a meteorológiai gyakoriság adatok általában évre

vonatkozóan állnak rendelkezésre, az évi átlagos talajszinti koncentrációk meghatározása okozza a legkevesebb nehézséget. A számítások az 534 pontban részletesen ismertetett módon végezhetők el. A számított évi átlagos koncentrációkat megnövelve az évi átlagos háttérkoncentráció értékével adódik az eredő koncentráció eloszlás, amely sehol nem haladhatja meg az adott szennyezőanyagra megállapított évi átlagos határértéket. Ülepedő szennyezőanyag esetén hasonlóan értékelhető a területegységre egy év alatt kiülepedő szennyezőanyag mennyiség is. Az évi átlagos koncentrációk számítására - e célra - általában nincs is szükség, mert a többi átlagolási időre megfelelő szennyezőforrás által okozott évi átlagos immisszió mindig lényegesen belül van a megengedett határértéken. Az évi átlagos koncentrációkat többnyire csak azért számítják ki, mert alkalmas annak jellemzésére, hogy egy adott

területen a szennyezettség mekkora hányadát okozza a vizsgált szennyező forrás. Ez különösen akkor hasznos, ha a területre vonatkozóan mért évi átlagos koncentráció értékek állnak rendelkezésre. - 156 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése 6.14 A napi átlag értékelése Az értékelés módja (a vizsgált forrásból származó immisszió háttérrel növelt értékének összehasonlítása a normával) azonos mint az évi átlag esetében, az ellenőrzendő forrás által okozott mértékadó immisszió meghatározása azonban lényegesen nehezebb ill. bizonytalanabb, mivel ahhoz a kritikus nap meteorológiai jellemzőit kell ismerni. A kritikus nap kiválasztása viszont csak az összes napra vonatkozó információk birtokában lehetséges. Két különböző karakterű meteorológiai adatsor alapján kíséreltük meg a kérdés vizsgálatát és az eredmények általánosítását (Gács, 1988): A adatsor: a Budapesttől DNy-ra fekvő Etyeki

dombság körzetére érvényes (pl. Százhalombatta, Bicske), kiugróan nagy gyakoriságú uralkodó szélirány (ÉNy, 1750 h/év) jellemzi. B adatsor: a Bükkalja körzetére (Tisza és a Bükk-hegység közötti terület, pl. Visonta, Bükkábrány) használható, több közel azonos gyakoriságú szélirány (ÉÉK, ÉK, DNy, 730 . 1080 h/év) jellemzi Mindkét adatsor egy év kétóránkénti, 300 m talajszint feletti magasságra átszámított meteorológiai adatait tartalmazza. A vonatkozó 5/1986 EüM rendelet szerint a határértékként megadott napi átlagos koncentráció a 2. veszélyességi csoportba tartozó anyagok (pl kéndioxid) esetében évente 4 alkalommal, a 3. csoportnál (pl nitrogénoxid) évente 1 alkalommal léphető túl. Ennek megfelelően a mértékadó (a normával összehasonlítandó) napi átlagos koncentrációnak kéndioxid esetén az 5., nitrogénoxid estén a 2 legmagasabb napi átlag tekintendő. A különböző időtartamokra átszámítására

a legtöbb szerző q1  t2  =  q2  t1  vonatkozó legkedvezőtlenebb átlagértékek m (6.1) alakú összefüggést javasol, ahol q1 a t1, q2 pedig a t2 átlagolási időre számított koncentráció. Az m kitevő értékére általában 017 és 06 közötti értékeket adnak (pl Szepesi, 1969, Berljand, 1975, Meade, 1960, Gifford, 1960, Teverovszkij, 1985). 0.6 0.65 m m a./ 2 nap 0.6 b./ 5 nap 0.55 0.55 A adatsor B adatsor 0.5 0.5 regresszió 0.45 0.45 0.4 0.4 0.35 0.35 0.3 0.3 0 500 1000 1500 2000 t [h/év] 0 500 1000 1500 2000 t [h/év] 6.1 ábra Az m kitevő értékei A két meteorológiai adatsor különböző magasságú felvett források adataival való végigszámítása után valamennyi szélirányra meghatározható volt a maximális évi és a - 157 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése maximális 2. ill 5 napi átlagos koncentráció aránya és az m kitevő Egy 120 m magas kéményre számított értékeit a

szélirány gyakoriság függvényében Gács (1988) alapján a 6.1 ábra mutatja (Az évi átlag és a mértékadó napi átlag maximumainak a forrástól mért távolsága általában nem azonos.) A különböző kéménymagasságokra és szélirányokra számított értékekből kaphatjuk a kitevő kétváltozós lineáris regresszióját: 2. napra: . ⋅ 10−4 ⋅ t(Θ)+ 496 ⋅ 10−4 ⋅ h m = 0.5572 -1553 (6.2) . ⋅ 10−4 ⋅ t(Θ)+ 433 ⋅ 10−4 ⋅ h m = 0.494 − 1267 (6.3) 5. napra: ahol t(Θ) a Θ szélirány évi előfordulási óraszáma. A regressziós függvény hibája általában kisebb 0.06-nál, a kritikus szélirányokban pedig 0.03-nál Az eredmények pontosítása érdekében kívánatos volna több évi ill további helyekre vonatkozó adatsorok feldolgozása is. Az itt közölt összefüggések módot adnak arra, hogy egy adott helyre vonatkozó konkrét adatsor hiányában is - a leggyakoribb szélirány előfordulási óraszámának ismeretében - a

számítható maximális évi átlagos koncentrációból kiindulva becslést adjunk a mértékadó napi átlagos koncentrációra, amely az alapterheléssel megnövelve nem haladhatja meg az immisszió normában rögzített napi átlagos határértéket. 6.15 A 30 perces átlag értékelése A 30 perces átlagra megadott határértékek betartása a túllépési gyakoriság ismeretében értékelhető. A túllépési gyakoriság a koncentráció tartamdiagramból állapítható meg a görbének a határérték és az alapterhelés különbségének megfelelő koncentrációnál mérhető vízszintes metszékeként. A megengedett túllépési gyakoriság az 5/1986 EüM rendelet szerint SO2-re 0.2%, NOx-re 0.1% azaz 18 ill 9 h/év Véleményünk szerint ezek az értékek magas pontforrások esetén lényegesen - 1.2%-ra - emelhetők lennének A magasabb korlát nem csak avval indokolható, hogy más - fejlett környezetvédelemmel rendelkező országok (pl. Svájc, NSZK, Svédország)

gyakorlatához közeledik a szabályozás, hanem avval is, hogy a magas kibocsátó forrás esetén túllépést okozó labilis állapotok egyhuzamban tartósan nem fordulnak elő, ilyenkor a szélirány változékonysága a füstfáklya irányát is gyakrabban módosítja, vagyis a túllépések az év folyamán sok részletre elosztva jelentkeznek, ami kevésbé káros, mint az alacsony források által okozott tartós szmoghelyzet. (A készülő új hazai rendelkezés várhatóan 98%-os betartást fog előírni, azaz - ha nem is kimondva - 2% túllépést engedélyezni.) A 30 perces átlag szempontjából akkor megfelelő egy kibocsátó forrás, ha az általa okozott immisszió a rendeletben rögzített 30 perces határérték alapterheléssel csökkentett értékét legfeljebb a megengedett gyakorisággal lépi túl. 6.16 Túllépési gyakoriságok számítása A koncentráció határérték évi túllépési óraszámát három különböző közelítésben lehet vizsgálni: -

158 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése A. A legegyszerűbb megoldás azon meteorológiai állapotok évi előfordulási óraszámainak összeadása, amelyekben a szektorra átlagolt koncentráció (qk) meghaladja a megengedhető szennyezőanyag koncentrációt (qmeg): τt(x,Θ0 )= ( ,s,Θ0){qk (x,u,s,∆Θ) > qm eg }] . ∑ ∑ [tu (6.4) u s B. Az előző módszer a meteorológiai állapotok véges számú kategóriába sorolása miatt nem a legjobb megoldás. Az 520 ábra mutatta egy adott pontban a szennyezőanyag koncentráció tartamdiagramját, amely a kisszámú kategóriába sorolás miatt első lépésben lépcsős lesz, az előző megoldás e lépcsős diagramm értékelésén alapul. Valamivel jobb közelítést ad a kisimított (kiegyenlített) tartamdiagram és a megengedhető q koncentráció metszéspontjából qo meghatározható évi tartósság. Ennek qmeg elég jó (az A-nál mindenképpen jobb) közelítését adja a téglalapok felső

éleinek középpontjai közötti lineáris qk interpoláció. C. A 62 ábra mutatja, hogy a határérték túllépése akkor is előfordulhat, ha a megengedhető koncentráció nagyobb, mint a szektorra átlagolt koncentráció, de kisebb, mint a tengely alatti koncentráció (qk < qmeg < qo). Az -y -y yt ysz t sz ábrában látható a túllépési tartomány yt és a szektor ysz félszélessége. A 6.2 ábra A túllépési tartomány szélessége szektoron belül tehát az adott helyen és meteorológiai állapotban yt/ysz a határérték túllépési valószínűsége. Ebből következően a túllépés várható évi időtartama e körülmények között: τt(x,u,s,Θ 0 ) = tu ( ,s,Θ0 ) ⋅ yt . ysz (6.5) A túllépési tartomány félszélessége a tengely alatti koncentrációból számítható: q (x,u,s) . yt = σ y ⋅ 2 ⋅ ln 0 qm eg (6.6) A szélirányszektor félszélessége ysz = π⋅x , 16 (6.7) és e kettő aránya: ay = yt 16 ⋅ 2 ⋅ σ y q

(x,u,s) = ⋅ ln 0 . π⋅x ysz qm eg (6.8) Az ábrán jelölt és a (6.5) összefüggéssel leírt tartósságú túllépésen kívül akkor is előfordulhat határérték túllépés, ha a szél valamelyik szomszéd szektorba fúj és a (6.8) szerint kiszámított arány (valószínűség) egynél nagyobbra adódik. Ebben az esetben a (6.5) összefüggésben nem szabad egynél nagyobb értékkel számolni, de figyelembe - 159 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése kell venni a szomszéd szektorokba fújó szél esetén előálló túllépési időtartamot, amely a  y  τt(x,u,s,Θ 0 ) = tu ( ,s,Θsz ) ⋅  y t − 1  sz  (6.9) összefüggéssel számítható, ahol t(u,s,Θsz) az u és s jellemzőjű meteorológiai állapot együttes évi előfordulási óraszáma a két szomszédos szélirányban. Mindezen állapotokat figyelembe véve a határérték összesített túllépési óraszáma a rögzített (x, Θ0) koordinátájú pontban: [ { }

( ){ }] τt(x,Θ 0 )= ∑ ∑ tu ( ,s,Θ0 ) ⋅ ay q0(x,u,s) > qm eg + tu ( ,s,Θsz ) ⋅ ay − 1 ay > 1 . u s (6.10) A (6.10) összefüggés a következő formában is írható: τt(x,Θ 0 )= ∑ ∑ ∑ tu ( ,s,Θ0 ) ⋅ by (x,u,s,∆Θ) , (6.11) u s Θ ahol by = ay ha q0(x,u,s) > qmeg és ∆Θ = 0 és ay ≤ 1, by = 1 ha q0(x,u,s) > qmeg és ∆Θ = 0 és ay > 1, by = ay -1 ha q0(x,u,s) > qmeg és abs(∆Θ) = 1 és ay > 1, by = 0 minden egyéb esetben. A szomszédosnál távolabbi szektorokba fújó szél esetén, vagyis amikor abs(∆Θ) ≥ 2 , nem fordulhat elő a koncentráció határérték túllépése, mert ehhez ay > 3 értékre lenne szükség, amely reálisan vizsgálandó esetekben kizárt. (Matematikai értelemben természetesen nem zárható ki az ay > 3 eset, de ehhez az kell, hogy a füstfáklya tengelye alatti szennyezőanyag koncentráció legalább 25-szörösen haladja meg a megengedhető értéket, ilyenkor

azonban oly mértékben túlszennyező a forrás, hogy annak bizonyítására számszerű értékelésre nincs is szükség.) A felsorolt 3 módszer közül természetesen csak ez utóbbi - a C-vel jelzett változat ad a realitásokhoz elég közel álló eredményt. 6.2 A szükséges kéménymagasság meghatározása A szükséges kéménymagasság meghatározása részben tervezési, részben hatósági feladat. A tervező akkor jár el helyesen, ha a hatóságok (Környezetvédelmi Felügyelőségek) elvárásainak, engedélyezési eljárásának megfelelően végzi a kémények méretezését. Az engedélyezési eljárás részben már működő, részben még csak javasolt sémáját a 6.3 ábra mutatja (Gács és Bihari, 1997) Tekintsük át e séma főbb elemeit. 6.21 Az engedélyezési eljárás a teljesítményszintek szerint A tüzelőberendezés teljesítményétől függően különböző bonyolultságú eljárást kell alkalmazni. Igen alacsony teljesítményeknél (pl

családi ház, néhány lakás fűtése) - 160 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése környezetvédelmi engedélyezés, kéménymagasság méretezés nem kell. Ennek határa a javaslatok szerint 100-150 kW (bevitt vagy hasznos) hőteljesítmény. A KHV-ra kötelezett létesítményeket a Kormány 86/1993 és 152/1995 rendelete sorolja fel. Fűtőművek esetén 50 MW-nál, erőművek esetén 20 MW villamos teljesítménynél húzzák meg az alsó határt. A két teljesítmény közé eső sávban egy egy már régen megfogalmazott, de még meg nem jelent rendelet szerinti egyszerűsített értékelést kell alkalmazni technológiai adatok 100 (150) kW + alatti telj.? nincs teendõ megfelel-e a tech- nológiai normának? + egyszerûsített értékelés KHT kell-e? + hazai átlagos meteorológiai adatok megfelelõség ellenörzése Elõzetes KHT - vizsgálati terület, + 30 perces koncentráció - leggyakoribb és hatósági jóváhagyás - kritikus met.

állapotra helyi domborzati és beépítettségi egyértelmû megfelelõség adatok + - elutasítá átdolgozás szükséges Részletes KHT hatásterület, 30 perces koncentráció - leggyakoribb és helyi meteorológiai - kritikus met. állapotra, évi átlagos koncentráció, adatok túllépési gyakoriság. megfelelõség ellenörzése - + hatósági jóváhagyás lakósági és önkormányzati elfogadtatás Megvalósítás 6.3 ábra Az engedélyezési eljárás (részben már szabályozott, részben javasolt) sémája 6.22 Kisebb források egyszerűsített értékelése Az egyszerűsített értékelésre kidolgozott javaslat (BME Energetika Tsz., 1994) egy ésszerű kompromisszumot próbált megvalósítani a csak nagyobb létesítményeknél indokolt KHV és a jelenlegi, a kibocsátás konkrét körülményeit teljesen figyelmen kívül hagyó gépies módszer között. Lényeges eltérés a még érvényes módszertől, hogy figyelembe veszi a járulékos

kéménymagasságot és valamilyen mértékig a környezet beépítettségi viszonyait. A módszer lényege - leegyszerűsítve - a következő: a kémény hőkibocsátásából a 6.4 ábrában bemutatott diagramm segítségével meghatározható - 161 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése az átlagos jellemző járulékos kéménymagasság, amely a geometriai kéménymagassággal együtt el kell érje a 6.5 ábrából kiolvasható szükséges kéménymagasságot. Ez utóbbi ábra független változója a kibocsátás és a terhelhetőség (az alapterheléssel csökkentett immisszió norma) aránya. A javaslat közelítő módszert ad a jelentős beépítettség és domborzat figyelembevételéhez szükséges korrekciókra, ill. az egy telephelyen levő több kémény esetén követendő eljárásra. árulékos kéménymagasság,m 1000 100 10 1 1 10 100 1000 10000 100000 kW hõkibocsátás, 6.4 ábra Járulékos kéménymagasság a hőkibocsátás

függvényében m szükséges effektív kéménymagasság, 300 250 200 150 100 50 0 0,001 0,01 0,1 1 10 kibocsátás kg/h terhelhetõségµg/m3 6.5 ábra Szükséges kéménymagasság a kibocsátás és a terhelhetőség hányadosának függvényében Fontos definíció a méretezési kibocsátás meghatározása: “A névleges (méretezési) kibocsátás az a legmagasabb kibocsátás amely normális üzemelési feltételek mellett a berendezés(ek) névleges teljesítményénél a legkedvezőtlenebb esetben (pl. legrosszabb minőségű tüzelőanyag) előfordulhat Egy kéményre kapcsolt több berendezés esetén a berendezések méretezési kibocsátásainak lehetséges egybeeséseit a technológiai lehetőségek figyelembevételével kell vizsgálni (pl. nem kell összegezni olyan berendezések méretezési kibocsátásait, amelyek egymás tartalékát képezik). A kibocsátás csak normálistól eltérő (pl. instacioner, üzemzavari, túlterheléses) üzemállapotban

lépheti túl - 162 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése a méretezési értéket. A túllépés évi összes időtartama nem haladhatja meg az évi üzemidő 5 %-át.” (A kurzív részek a Környezetvédelmi és Területfejlesztési Minisztérium részére már átadott javaslatból vannak kiemelve.) 6.23 KHV és a hatásterület megállapítása A Kormány 86/1993 rendelete előzetes (EKHV) és részletes (RKHV) hatásvizsgálatot különböztet meg az eljárás egyes fázisaiban. Nem határozza meg azonban, hogy sem a tartalmi különbségeket, sem azt, hogy milyen eredmények esetén, milyen kritériumok figyelembe vételével lehet az EKHV alapján a hatósági engedélyt megadni és eltekinteni a RKHV készítéstől. Ugyancsak nem definiált a vizsgálati és a hatásterület A továbbiakban néhány javaslatot mutatunk be az említett hiányosságok egy részének kiküszöbölésére. 6.231 Az EKHV és a RKHV tartalmi különbsége Az EKHV ne igényeljen

nehezen beszerezhető helyi meteorológiai adat-mátrixokat, a hazai átlagos meteorológiai jellemzőket vegye figyelembe. Ennek megfelelően az EKHV-ban csak az egyes meteorológiai állapotokat jellemző 30 perces (vagy egy órás) koncentrációk meghatározására és norma-értékekkel való összevetésére van mód. Ugyanezen okból ebben a fázisban nincs mód a hatásterület meghatározására, csak a vizsgálati területet kell kijelölni. Ennek alapelve az kell legyen, hogy a vizsgálati terület teljes egészében foglalja magába a meg nem határozott hatásterületet. Az RKHV-ban az előzőeken túlmenően a részletes helyi meteorológiai adatok birtokában (az erre vonatkozó követelményeket az MSz 21459/4 adja meg) el kell végezni az évi átlagos talajközeli koncentráció-mező és - ha 30 perces norma-érték túllépés egyáltalán előfordulhat - a túllépési gyakoriság térképének számítását. 6.232 A vizsgálati terület Erre a következő

javaslat tehető: “A vizsgálati terület a kibocsátó forrás körüli kör alakú terület, amelynek a sugarát a következő módon kell megállapítani: vizsgálandó szennyezőanyagonként meg kell határozni a leggyakoribb meteorológiai állapotban előálló talajközeli szennyezőanyag koncentráció maximumának a forrástól mért távolságát és ki kell választani e szennyezőanyagonkénti értékek közül a legnagyobbat. A vizsgálati terület sugara az így meghatározott távolság kétszerese (esetleg 2.5-3-szorosa)” A vizsgálati terület sugarának pontosabb meghatározása a legeltérőbb esetekre végzett próbaszámításokkal lehetséges. 6.233 Engedélyezés az EKHV alapján Ha az EKHV alapján egyértelműen megállapítható, hogy az eredmények, valamint a RKHV várható eredményei nagy biztonsággal a megengedhető határértékeken belül maradnak, esetenként felesleges lehet a további vizsgálat. Ilyen esetre utalhat, ha az EKHV kritikus

meteorológiai állapotra végzett számításaiból adódott maximális koncentráció meg sem közelíti a terhelhetőséget (annak pl. az 50-70%-án belül marad). - 163 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése 6.234 A hatásterület A részletes környezeti hatásvizsgálat során a hatásterület kiterjedését a 16 szélirányra külön-külön kell meghatározni. Ehhez: “.a szennyezőanyag(ok)ra el kell végezni a következő terjedés-számításokat a vizsgálati területnek megfelelő távolságokig: a szélirány szektorra átlagolt talajközeli koncentráció meghatározása a leggyakoribb meteorológiai állapotra, ⇒ a szélirány szektorra átlagolt talajközeli koncentráció meghatározása a kritikus meteorológiai állapotra, ⇒ az évi átlagos talajközeli koncentráció területi eloszlásának meghatározása. A számítások eredményei alapján minden szélirányra meg kell határozni azt a távolságot, ahol a forrástól távolodva a

számított koncentráció a következő határok alá csökken: ⇒ a kritikus meteorológiai állapotra számított szélirány szektorra átlagolt talajközeli koncentráció az ugyanerre az állapotra meghatározott maximális érték 20%-a alá, ⇒ a leggyakoribb meteorológiai állapotra számított szélirány szektorra átlagolt talajközeli koncentráció az ugyanerre az állapotra meghatározott maximális érték 60%-a alá, ⇒ az évi átlagos talajközeli koncentráció az évi átlagra meghatározott a terhelhetőség 10%-a alá, ⇒ az évi átlagos talajközeli koncentráció az évi átlagra meghatározott maximális érték 50%-a alá. A fenti öt módon meghatározott távolságok közül szélirányonként a legnagyobbat kell kiválasztani és abban a szélirányban az adja a hatásterület ilyen irányú kiterjedését. A hatásterület az így kapott 16 pontot összekötő sokszög által határolt terület.” 6.235 A leggyakoribb meteorológiai állapot “A

leggyakoribb meteorológiai állapotot a helyi meteorológiai észlelések alapján kell megállapítani. Ilyen észlelések hiányában az átlagos meteorológiai viszonyoknak megfelelő állapotot lehet használni. Ez semleges légköri stabilitás (s = 6) és 3 m/s szélsebesség a talajszinttől 15 m magasságban.” 6.236 Az engedélyezés kritériumai Nem szól arról semelyik hatályos rendelkezés (de még a tervezetek sem), hogy milyen eredmények esetén kell engedélyezni ill. elutasítani a létesítést Általánosságban az mondható, hogy engedélyezni kell azt a létesítményt, amelynél minden szennyezőanyagra és minden átlagolási időre a számítási eredmények szerint biztosított az immisszió előírások betartása. (Ezt részletesebben a 61 alfejezet fejti ki.) A gyakorlatban megfelelő megbízhatósággal csak a rövididejű (30 perces) és az évi átlagos határérték betartása ellenőrizhető. - 164 - 6. Az energetikai légszennyezés

értékelése 6.3 Radioaktív légszennyezők kibocsátásának értékelése 6.31 Sugárvédelmi jogszabályok E pontban csak azokat a sugárvédelmi jogszabályokat ill. jogszabály részleteket tekintjük át, amelyekből levezethető egy atomerőmű radioaktív légszennyező kibocsátásának értékelése. Hazánkban jelenleg a 1989-ben kiadott MSZ 62/1 szabvány ill. A Szociális- és Egészségügyi miniszter 7/1988 sz rendelete tartalmazza az érvényes előírásokat. 6.311 Elsődleges dózis-határértékek A dózis-határértékek szempontjából az előírások a sugárveszélynek kitett személyeket két csoportba sorolják: • foglalkozásszerűen sugárveszélyes munkahelyen dolgozók, • a népesség speciális csoportjai. Ez utóbbi csoportba tartoznak egyes olyan személyek, illetve csoportok gyerekeket is beleértve - akik nem dolgoznak sugárveszélyes munkahelyen, de valamilyen okból a népességnél nagyobb sugárterhelésnek vannak kitéve. Tipikusan ilyen

csoport pl. az atomerőmű környezetében lakó népesség Az elsődleges dózis-határérték az évi effektív dózisegyenérték korlátja. Az évi effektív dózisegyenérték a különböző testszöveteket (gonádok, emlő, pajzsmirigy, tüdő, vöröscsontvelő, csontfelszín, egyéb) ért évi dózisegyenértékekből a szabványban rögzített súlyfaktorokkal határozható meg. (Részletesen lásd - a jogszabályokon kívül pl Virágh E 1990) Az évi effektív dózisegyenérték korlátja a professzionális kategóriára 50 mSv, a népesség speciális csoportjaira 5 mSv a természetes sugárterhelés + egészségügyi besugárzások (kb. 25 mSv/év) felett Ha a speciális népességi csoport több éves folyamatos többletsugárzásnak van kitéve (ilyenek az atomerőmű körzetében lakók), akkor részükre az effektív dózisegyenérték korlátja 1 mSv/év. 6.312 Másodlagos dózis-határértékek A másodlagos korlátozási rendszer elsősorban a szervezetbe kerülő

(inkorporálódó) izotópok mennyiségét kívánja korlátozni. Ennek legfontosabb eleme az éves felvételi korlát (ÉFEK). Az ÉFEK jelenti azt a határértéket, amelyet a szervezetbe juttatva az okozott sugárterhelés 50 mSv/év lesz, azaz a professzionális kategóriára megengedett maximum. A lakosság felnőtt tagjaira 01*ÉFEK, gyerekeket is tartalmazó csoportjaira 0.01*ÉFEK a korlát. A valóságos esetekben általában nem egy, hanem több izotóp kerül a szervezetbe, sőt külső sugárzás is fellép. Ilyenkor a professzionális kategóriára az évi dózisegyenérték korlát betartásához a következő feltételnek kell teljesülnie: HE + 50 Ij ∑ Ijk, ≤1 , (6.12) j ahol HE a külső sugárzásból származó effektív dózisegyenérték, Ij a j-edik izotóp felvétele, Ij,k pedig annak a korlátja. További fontos származtatott határérték az ún. származtatott levegő-koncentráció 3 (SZLK). Ez egy adott radionuklidnak az az

aktivitás-koncentrációja levegőben (Bq/m - 165 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése egységekben), amelyet 2000 h/év (évi munkaidő) tartóssággal belélegezve az éves 3 felvét pont eléri az ÉFEK értéket. Az átszámításhoz 12 m /h légzésintenzitást vesznek figyelembe, ami a könnyű fizikai munka esetén érvényes érték. A definícióból látható, hogy ez a korlát a professzionális kategória munkahelyére vonatkozik. Bár erről az előírások nem szólnak, az előzőek alapján a környezetben 0.0025*SZLK évi átlagos koncentráció engedhető meg (az ÉFEK esetében érvényes 0.01-es szorzó és az 1:4 időarány figyelembevételével). Származtatott koncentráció határértékek a levegőn kívül az ivóvízre és élelmiszerekre is meghatározhatók az évi fogyasztási értékek alapján, ezek azonban olyan eltérőek lehetnek, hogy az előírások csak a származtatás módját rögzítik. 6.32 Értékelés alapján a

radioaktív anyagok megengedett koncentrációja A hagyományos szennyezőanyagot kibocsátó források értékeléséhez igen hasonló eljárás, ha a környezetben kialakuló talajközeli koncentrációkat a határértékekkel hasonlítjuk össze. Két nagyon fontos különbséget azonban figyelembe kell venni: • a sugárzás esetén a pillanatértékeknek nincs jelentősége, a káros hatás a hosszúidejű dózissal arányos, ezért csak az évi átlagos koncentrációkat kell értékelni, • a különböző izotópok okozta hatás összegeződik, míg a kémiai szennyezőknél a szinergizmust általában nem vesszük figyelembe, minden szennyezőt úgy értékelünk, mintha csak egyedül lenne jelen. Az atomerőmű radioaktív kibocsátása igen nagyszámú izotópjából származó, együttesen okozott sugárdózist kell meghatározott értéken belül tartani. Ez úgy érhető el, ha n különböző izotóp keveréke esetén az erőmű teljes környezetében teljesül a n

∑ qm egj ,j q ≤ 1 (6.13) j=1 reláció, amelyben qj és qmeg,j a j-edik izotóp számított évi átlagos talajszinti koncentrációja, illetve annak a határértéke. A koncentráció határértékeket a szabványban szereplő, a professzionális kategóriára megadott határértékekből az előző pontban említett 400-as osztóval kell származtatni. Ezenkívül figyelembe kell venni, hogy a radioaktív felhő nemcsak az inkorporáción keresztül, hanem külső sugárzásával is okoz dózist. Az atomerőművi kibocsátások szempontjából legfontosabb nemesgázok esetén a külső sugárzás dózisát a szabvány már figyelembe is veszi a légköri koncentráció határértékek megadásánál, a többi izotóp esetén ezt egyenkénti korrekcióval kell megtenni. Ennek módszere kialakítható pl az Interatomenergo (1984) adatai alapján. Ennek az ellenőrzésnek az elvégzése azonban rendkívül hosszadalmas, mivel az atomerőművi kibocsátás legalább 60.80

különböző izotóp keveréke Gyorsítható az ellenőrzés az izotópok célszerű csoportosításával. Az egyik lehetőség a felezési idők alapján való csoportosítás. A néhány napnál hosszabb felezési idejű izotópok mennyiségének változása a terjedés ideje alatt eleve elhanyagolható, az egy percnél rövidebb felezés idejű izotópokat pedig el lehet hagyni. A közbenső felezési idejű izotópokat a szükséges pontosság elérése érdekében legalább 5 -8 csoportba kell sorolni, így az elvégzendő számítások mennyisége jelentősen csökken. Az egyes csoportokon belül redukált kibocsátásokat kell meghatározni, amelyek az izotóponkénti 3 kibocsátások és a határkoncentrációk hányadosainak összege (mértékegysége: m /s). Ezen redukált kibocsátásokkal és csoportonkénti átlagos felezési idővel végzett - 166 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése terjedésszámítások eredményeinek összege egy olyan dimenziótlan

talajszinti koncentráció-eloszlást ad eredményül, amely a (6.13) összefüggés baloldalának értékeit adja meg, vagyis helyről-helyre megmutatja, hogy a megengedett dózisnak mekkora hányadát okozza az adott izotópkeverék. További nehézséget okoz a terjedés során keletkező radioaktív leányelemek kezelése, amelyek aktivitásuk igen eltérő időbeli változása miatt nem vonhatók össze, hanem mindegyik külön-külön újabb csoportként kezelendő, ami a csoportok számát tovább növeli. Egy másik lehetőség az izotópok veszélyesség szerinti csoportosítása. A legkevésbé veszélyesek a trícium és a nemesgázok izotópjai. A csoportosítás során az első csoportba csak a tríciumot soroljuk, amelynek levegőben megengedett 3 koncentrációja tríciált víz formájában 2000 Bq/m (a külső sugárzás hatása elhanyagolható). A második izotóp csoportba a radioaktív nemesgázok kerülhetnek 3 85 Ezek megengedett koncentrációi 200.12500 Bq/m A

legmagasabb határérték Kr 133 3 re vonatkozik, Xe esetén 10000 Bq/m a határérték. E két izotóp az atomerőművi összes kibocsátásnak általában több mint 90% át teszi ki és részarányuk a terjedés 87 során még nő is, míg a legalacsonyabb határértékű Kr részaránya mindig kisebb 3 mint 1%. Ez megengedhetővé teszi, hogy a nemesgázok egészére a 10000 Bq/m határértéket alkalmazzuk. A következő, harmadik csoportba sorolhatók a jód izotópok. A különböző, 3 atomerőművi szempontból érdekes izotópok határértéke a 2.50 Bq/m között mozog Itt két lehetőség adódik, vagy a határértéket súlyozzuk a kibocsátási arányok szerint, vagy - és pl. a Paksi Atomerőmű ezt a gyakorlatot folytatja - a kibocsátást eleve a 131 legalacsonyabb határértékű I izotópra átszámítva határozza meg. Legnehezebben az aeroszol izotópok csoportja kezelhető az izotópok nagy száma és eltérő jellemzőik miatt. Normálüzemi körülmények

között a legegyszerűbb megoldás figyelmen kívül hagyni a csoportot. Ezt az teszi megengedhetővé, hogy a tapasztalatok szerint az összes lakossági dózishoz való hozzájárulása ezrelék nagyságrendű. (Baleseti viszonyok között az elhanyagolás általában nem engedhető meg!) 90 Esetenként célszerű lehet az aeroszolok csoportjától külön kezelni a Sr izotópot, mert levezethető határértéke a legalacsonyabb az atomerőművi gyakorlatban érdekes 3 izotópok közül (0.015 Bq/m ) Hatása azonban ennek ellenére legtöbbször elhanyagolható. E felosztás előnye az alacsony csoportszám. Némely csoport kibocsátása általában el is hanyagolható. Hátránya, hogy előzetesen meg kell határozni az egyes összetett (elsősorban a nemesgáz és jód) csoportba tartozó aktivitások időbeli változását az adott kibocsátási spektrum esetén és erre közelítő függvényt kell keresni, amely a terjedési egyenletben időfüggő fiktív

forráserősségként szerepelhet. A csoportok további bontása főleg a dózisok zömét okozó nemesgázok esetén lehet indokolt. 6.33 Értékelés az okozott dózisok alapján Az előző pontban bemutatott értékelés nagy hibája, hogy a megengedett koncentrációkat csak a közvetlen hatásokból - külső besugárzásból és belégzésből adódó dózisok alapján vezették le. Ugyanakkor az atomerőmű környezetében élőket számos más útvonalon (lerakódások, táplálkozási lánc) is éri sugárzás. Egyes izotópok - különösen a jódizotópok - esetén azonban előfordulhat, hogy a közvetett úton biológiai láncon keresztül - okozott dózis azonos nagyságrendű, esetleg lényegesen nagyobb, mint a közvetlen dózis. A közvetlen és a közvetett hatások legfontosabb útjait Bede és Gács (1974) alapján a 6.6 ábrán tüntettük fel - 167 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése mezőgazdasági növények talaj állatok Levegőbe

bocsátott radioaktív anyag Ember vízi növények felszíni és talajvíz üledék vízi állatok közvetlen sugárzás belégzés fogyasztás lerakódás 6.6 ábra A légkörbe bocsátott radioaktív anyagok hatásai az emberre Egy teljeskörű részletes vizsgálatnál minden izotópfajtára meg kell állapítani a kritikus utakat (ilyen pl. jód esetén a levegő-talaj-fű-tehén-tej-ember útvonal) és ezek követésével lehet meghatározni a különböző emberi szerveket terhelő sugárdózisokat. Ennek során figyelembe kell venni, hogy a különböző izotóp ill. sugárzás fajták az ember más-más szerveiben okoznak jelentős dózist. Így pl a külső gamma-sugárzás egésztest dózist, a külső béta-sugárzás elsősorban bőrbesugárzást okoz, a belélegzett nemesgázok béta-sugárzása főleg a tüdőt, a jódé a pajzsmirigyet, a stronciumé a csontokat és a csontvelőt éri. A külön meghatározható dózisok összegzésével szervcsoportonként

ellenőrizhető, hogy a kritikus csoport tagjait éri-e a megengedettnél nagyobb dózis. A koncentráció és a dózis kapcsolata egyes esetekben (pl. külső sugárzás levegőből, talajról, belélegzésből származó dózis) viszonylag egyszerűen meghatározható, más esetekben a kapcsolat a környezet geológiai, hidrológiai viszonyaitól, az állat- és növényvilágtól, a táplálkozási és szabadidős szokásoktól stb. függően igen eltérő lehet. E tényezők szerepe nemcsak az, hogy az értékelést bizonytalanná teszik, hanem az is, hogy a kapcsolat mértéke befolyásolható, pl. a földhasznosítás módjának változtatásával. 6.4 Hatás függvény A levegőszennyezés környezeti hatása - mint az 1.2 ábra már mutatta - több részhatás (egészségügyi, anyagi, ökológiai stb.) összessége E részhatásokat külön-külön kell vizsgálni, de a vizsgálat módszereiben számos közös vonás van. Az 123 pontban leírtak értelmében a hatás és

károsodási modell szoros kölcsönhatásban van egymással, ezért a dózist meghatározó hatás modellnek már figyelembe kell venni a károsodás mértékének kapcsolatát a behatással, vagyis az immisszióval. Az immisszió és a hatás közötti kapcsolatra leggyakrabban feltételezett függvénykapcsolat fajtákat az 6.7 ábra foglalja össze - 168 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése 1 hatás origón átmenõ lineáris . q hatás =c eltolt lineáris q 1/a c1>0 1/b c1<0 +c. hatás =c 1 2q hatványfüggvény 2/a 2/b c2 <1 c2 <1 .qc2 hatás =c 1 telítésbe menõ 3/a 3/b 6.7 ábra Hatásfüggvény típusok Könnyen belátható, hogy a legvalószínűbb függvény forma a telítésbe menő (3/a és 3/b típus), hiszen egy bizonyos extrém magas korlát felett (pl. növényzet teljes elpusztulása, elhalálozás, teljes korrózió) az immisszió további növelése már nem képes a hatást növelni. Ugyanilyen kézenfekvő, hogy

e görbéknek - reális esetekben mindig az alsó tartományában járunk, amikor a 3/b görbének jó közelítése a 2/b hatványfüggvény vagy további egyszerűsítéssel a könnyebben kezelhető 1/b eltolt lineáris kapcsolat, amely kijelöl egy olyan küszöb immissziót is, amely alatt nem számolunk semmiféle hatással. Hasonló mondható el a 3/a, 2/a és 1/a függvény sorozatról is, avval a kiegészítéssel, hogy az 1/a alaknál nulla immissziónál megjelenő hatás nem írható a szennyezés rovására, csak az azt meghaladó rész. Evvel a kapcsolat átmegy az origón áthaladó lineáris függvénybe. Ennek alapján megállapítható, hogy közelítésként (de csak közelítésként!) mindig lineáris kapcsolatot tételezhetünk fel a hatás és az immisszió között, küszöbértékkel vagy anélkül (1/b ill. 1 függvényalak) Ennek megfelelően a hatásmodellnek az (12) összefüggés szerinti lineáris modellhez hasonlóan felépülő dózist kell

szolgáltatnia. - 169 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése 6.5 Dózisszámítás 6.51 Az egyszerű dózis A levegőszennyezettség értékelésénél is használhatjuk a dózis általánosan megszokott formáját, amely szerint a dózis valamely behatás (dózisintenzitás) idő szerinti integrálja. Esetünkben a behatás a szennyezőanyag koncentráció q (immisszió) vagy annak egy qm küszöbértéket meghaladó része. A dózis egy rögzített pontban értelmezhető. Szemléltetésére a vizsgált pont szennyeződés tartamdiagramja a 6.8 ábrán legalkalmasabb, amit a D mutatunk be. Az ábrán bejelöltük a qm q küszöb koncentráció értékét és a sűrűn vonalkázott terület mutatja az adott Do pontban a határérték feletti évi dózist: t t1 t1 [ ] D(ϑ o , r ) = ∫ q(t ) − qm ⋅ dt . 6.8 ábra Dózisok a koncentráció tartamdiagramban 0 Ha a küszöbérték nulla, vagyis a linearizált hatásfüggvény átmegy az origón, akkor az

ábrában ritkán vonalkázott Do teljes dózishoz jutunk, amely T Do (ϑ o , r ) = ∫ q(t ) ⋅ dt . (6.15) 0 Áttérve a csak elvben létező folyamatosan változó jellemzőkről a kategóriákba soroltakra, a teljes dózis Do (Θ o , x ) = T ⋅ 1 7 7 ∑ ∑ ∑ q (∆Θ, u, s, x ) ⋅ g(Θ, u, s) k (6.16) ∆Θ =−1 u =1 s =1 formában számítható, ahol g(Θ, u, s) a Θ szélirányszektorban fújó u sebességű szél és az s jelű stabilitási állapot együttes előfordulásának valószínűsége. A küszöbérték feletti dózis pedig Do (Θ o , x ) = T ⋅ 1 ∑ ∑ ∑ [q (∆Θ, u, s, x ) − q ] ⋅ g(Θ, u, s) 7 7 k m (6.17) ∆Θ =−1 u =1 s =1 Ez utóbbi szummázásnál természetesen csak a pozitív értékek veendők figyelembe. Ennek az egyszerű dózisnak a nagysága jellemzi az adott pontban levő objektum (személy, növény, szerkezet stb.) károsodásának mértékét vagy valószínűségét, azaz a károsodásnak kitett objektum

egyéni kockázatát. 6.52 A területi dózis A küszöb-koncentráció feletti évi dózist a forrás környezetének minden pontjára meg lehet határozni és a teljes környezetre terület szerint integrálva kapjuk a területi dózist, amelynek értéke azt jelzi, hogy a forrás által okozott talajközeli koncentráció mekkora területen, milyen gyakorisággal és milyen mértékben lépi túl a megengedett küszöbértéket: - 170 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése I= ∫ ∫ (q − q ) ⋅ dt ⋅ dA , (6.18) m A t ahol A a terület szerinti integrálást jelzi. A területi dózis gyakorlati meghatározásához célszerű az idő és a terület szerinti integrálás sorrendjének felcserélése: I = ∫ Im (u, s) ⋅ dt , (6.19) t ahol Im(u,s) az adott meteorológiai állapotban bekövetkező koncentráció küszöbérték túllépés területi integrálja. Meghatározása a 69 ábra jelöléseivel: x2 Im = ∫ yh ( x ) ∫ (q − q ) ⋅ dy ⋅

dx m x1 − y h ( x ) . (6.20) q q q o x1 < x < x 2 (x) Im Im q m q m x1 x2 x -yh (x) yh (x) y y q=q m x 6.9 ábra A küszöbérték-túllépés területi integrálja egy meteorológiai állapotban Figyelembe véve, hogy  y2   q(x, y ,0) = qo (x ) ⋅ exp − 2  2 ⋅ σy  (6.21) és bevezetve a  q (x )  y (x ) B = ln o  = h 2 ⋅ σy  qm  (6.22) jelölést, kapjuk Im új alakját: x2 Im = 2 ⋅ ∫ σ y ⋅ x1 [ ] π ⋅ qo (x ) ⋅ erf (B) − 2 ⋅ qm ⋅ B ⋅ dx , - 171 - (6.23) 6. Az energetikai légszennyezés értékelése (erf a Gauss féle hibafüggvény jelölése) illetve qm = 0, azaz B = integrálra: ∞ esetén a teljes ∞ Im (u, s) = 2 ⋅ π ⋅ ∫ σ y ⋅ qo (x ) ⋅ dx . (6.24) 0 Az így számított területi integrálokat valamennyi lehetséges meteorológiai állapot vagyis a szokásos adatfeldolgozás szerint 7 stabilitás, 7 szélsebesség kategória és 16

szélirány esetére - az előfordulási gyakorisággal szorozva és összegezve kapjuk a környezet területi dózisát: 16 7 7 I = ∑ ∑ ∑ Im (u, s) ⋅ g(Θ, u, s) . (6.25) Θ =1 u =1 s =1 Nagymértékben egyszerűsíti a feladatot, hogy a területi dózis nem függ a széliránytól, így képezhető az előfordulási gyakoriságok szélirány szerinti összege: 16 g ∗ (u, s ) = ∑ g(Θ, u, s) , (6.26) Θ =1 amellyel 7 7 I = ∑ ∑ Im (u, s) ⋅ g ∗ (u, s) . (6.27) u =1 s =1 Ez utóbbi összefüggés mutatja, hogy a területi dózis nem függ attól, hogy milyen a különböző szélirányok gyakoriság eloszlása. Ez a területi dózis jellemzi tehát a forrás által a környezetében okozott határérték feletti légszennyezés mértékét. Bizonyos feltételek teljesülése esetén az így meghatározott területi dózis arányos lehet az okozott kár nagyságával, így elképzelhető lenne, hogy ez szolgáljon alapul - legalábbis nagy

szennyezőforrások egyedi elbírálása esetén - a megengedett határ feletti többlet légszennyezésért fizetendő bírság megállapításához is. Az így számított területi dózis csak a kibocsátási és meteorológiai jellemzőket veszi számításba, nem értékeli a forrás körüli területek jellegét, érzékenységét. 6.53 A kollektív dózis A (6.27) összefüggéssel definiált területi dózis a környezet tulajdonságaitól elvonatkoztatott, a szennyezőforrást jellemző érték. A környezetben okozott kár becslésére nem - vagy csak igen korlátozott feltételek között - alkalmazható. A károk becsléséhez külön kell választani a különböző típusú hatásokat, mert az 1.2 ábra szerinti környezeti kár = egészségügyi kár + anyagi kár + ökológiai kár + esztétikai kár összeadás felírható, de általában nem végezhető el. Minden egyes kár típus számára meghatározható egy olyan dózis, amelynek alapján a hatás mértéke

becsülhetővé válik (kivétel az esztétikai kár, amellyel a továbbiakban nem foglalkozunk). E dózisnak nem csak azt kell magába foglalnia, hogy mekkora területen milyen nagy koncentráció (vagy túllépés) milyen hosszú ideig hat, hanem azt is, hogy e területeken a károsodó objektumoknak mekkora mennyiségét éri a szennyezőanyag. A mennyiség a károsodó objektumok S(ϑ,r) sűrűségfüggvényével jellemezhető. Ez konkrétan azt jelenti, hogy - 172 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése • • • az egészségügyi kár meghatározásához a lakósűrűség területi eloszlását (ezen belül külön a kiemelkedően érzékeny csoportokét, pl. radioaktív szennyezésnél a gyerekekét, kémiainál bizonyos betegségekben szenvedőket stb.) kell ismerni, az anyagi károkhoz a különböző anyagú, értékű és korrózióvédelmű felületek nagyságát kell ismerni, ökológiai károknál a környezetben levő fenyegetett növény, esetleg

állat fajták területi sűrűsége (haszonnövények esetében terméshozama) játszik szerepet. E sűrűségfüggvény bevezetésével az adott típusú károkozást jellemző ún. kollektív dózis: Ik = ∫ ∫ S (ϑ , r ) ⋅ ∫ q(ϑ o ϑo r o , r , t ) ⋅ dt ⋅ dr ⋅ dϑ o . (6.28) t Behelyettesítve a (6.16) összefüggést: Ik = ∫ ∫ S(ϑ , r ) ⋅ D (ϑ , r ) ⋅ dr ⋅ dϑ o o o o . (6.29) ϑo r A sűrűség függvény újabb kategóriákba sorolandó változót tartalmaz, a forrástól mért távolságot, mivel a sűrűség függvény csak a véges méretű körgyűrű-cikkekre határozható meg. A 16 szélirányos felosztást használva a j-edik, rj külső sugarú körgyűrű-cikk területe A( j ) = π ⋅ r j2 − r j2−1 , 16 ( ) (6.30) a forrástól mért közepes távolsága pedig rj = rj + rj−1 2 . (6.31) Közelítésként feltételezhető, hogy a közepes távolságra meghatározott dózis jól jellemzi a szektor átlagos

dózisát és ekkor 16 jm ( ) Ik = ∑ ∑ S(Θ, j ) ⋅ A( j ) ⋅ Do Θ, r j , Θ =1 j =1 (6.32) ahol jm a vizsgálatba vont távolság kategóriák száma. Ha létezik küszöb koncentráció a kollektív dózis meghatározása ugyanígy történik csak a (6.15) szerinti Do teljes dózis helyett az összefüggésben a (614) összefüggéssel definiált D dózis használandó. Amennyiben a károsodást szenvedő objektum sűrűsége nem függ a helytől, azaz S = állandó, a kollektív dózis arányos a területi dózissal, vagyis Ik = S ⋅ I . (6.33) Nehezíti a kollektív dózis meghatározását a sűrűségfüggvény időbeli változása, amely változás ráadásul korrelációt mutathat az immisszió mező változásaival. Például hétvégeken az energiaigény csökken, emiatt az energetikai eredetű emisszió és az immisszió is csökken, a közlekedési eredetű pedig helyenként jelentősen nő, ugyanakkor a lakósűrűség is változik: üdülőhelyeken nő,

ipartelepeken csökken. Évi periodicitással rendelkezik az energiaigény és a meteorológiai jellemzők változása miatt az immisszió és ugyanilyen periodicitása van a növényzet mennyiségének és érzékenységének. A felsorolt példák mutatják, hogy az átlagos sűrűségfüggvénnyel számított kollektív dózis relatív bizonytalansága meghaladja a koncentráció vagy a területi dózis meghatározásának bizonytalanságát. - 173 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése 6.6 A károsodás értékelése 6.61 Károsodási modell Tovább nő a bizonytalanság, ha továbblépünk a hatás meghatározása felé. Igaz ez annak ellenére, hogy jól megválasztott hatásfüggvény és dózisszámítás esetén a hatás arányos a dózissal, azaz a károsodási modell egy egyszerű lineáris függvénykapcsolat. Az arányossági tényező meghatározásának azonban elvi akadályai is vannak: statisztikailag jól értékelhető nagyságú csoportokkal kellene

olyan kísérleteket végezni, amelyekben a dózisok eltérőek, minden egyéb lényeges körülmény pedig azonos. Legtöbb esetben azonban azt sem tudjuk mit kell érteni a "minden egyéb lényeges körülmény" kifejezésen. Egészségügyi kár meghatározásához emberekkel kellene kísérletezni, aminek etikai, jogi stb. akadályai vannak. Ilyen esetekben csak a mindennapokban adódó esetek statisztikai értékelése használható. A hatás sokoldalú lehet, például radioaktív sugárzás egészségügyi hatása lehet genetikus és szomatikus, a szomatikuson belül bélrendszeri vagy idegrendszeri károsodás, fehérvérűség stb. Emiatt a hatás megadása eleve nem lehet egyértelmű vagy teljeskörű. Viszonylag kidolgozott a károsodási modell radioaktív sugárzásokra. Meghatározták például azokat az állandókat, amelyek segítségével a különböző izotópok koncentráció-dózisai olyan dózisegyenértékké számíthatók át, amely már jellemzi,

az általa kiváltható egészségügyi kár mértékét. Az átszámítás izotóponként 3 131 jelentősen eltérő, pl. 2900 MBqh/m3 radioaktív nemes gáz és 35 MBqh/m I dózis egyaránt 1 Sv dózisegyenértéket hoz létre (Interatomenergo, 1984). A dózisegyenérték szomatikus és genetikus hatására eléggé eltérő becslések léteznek, az elfogadható tartomány nagy létszámú csoportot érő sugárzás esetére 15.20 többlet haláleset és 9.80 genetikai károsodás 1000 főSv hatására (Miettinen 1976) A szomatikus hatást egyszeri nagydózisú besugárzásoknál a 6.10 ábrán bemutatott, általánosan elfogadott valószínűségi kapcsolattal szokás jellemezni. Sokkal bizonytalanabb az értékelés a kémiai szennyezőanyagok esetén. Különböző szennyezettségű területek egészségügyi statisztikáinak összehasonlító elemzésével készítettek becsléseket a kémiai szennyezőanyagok egészségügyi hatásaira. A vizsgálatok eredményei szerint

kéndioxid esetében 200012 000 fõ⋅ g ⋅ h kollektív dózisra (legvalószínűbb értékként 3000-re) lehet egy többlet m 3 ⋅ év halálesetet számítani (Miettinen 1976 és Savolainen 1978). Azonos nitrogénoxid dózisok esetén a hatást a kéndioxidénak másfélszeresére teszik (Miettinen 1976), ennek a becslésnek a bizonytalansága azonban még nagyobb. Szulfát esetére Hamilton (1984) 2500 fõ⋅ g ⋅ h értékűre becsüli az egy többlet halálesetet okozó m 3 ⋅ év kollektív dózist. A kéndioxid okozta többlet bronchitis esetek számát - tekintettel a statisztikailag jobban értékelhető nagyobb esetszámra - valamivel kisebb bizonytalansággal lehet meghatározni. A különböző szerzők szerint 4582 fõ⋅ g ⋅ h m 3 ⋅ év kollektív dózis okoz egy többlet bronchitist (Miettinen 1976 és Nishiwaki 1970). A kiértékelések bizonytalansága nem utolsó sorban abból fakad, hogy a különböző szennyezőanyagok szinergikus hatása - bár a

tény ismert - számszerűen nehezen vehető figyelembe. - 174 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése Az itt ismertetett konstansokkal és a kollektív dózis számítási módszerekkel elvégeztük egy azonos teljesítményű és 90 telephelyű (200 MW hőteljesítmény 80 Káposztásmegyeren) nukleáris és sugárbetegség 70 olajtüzelésű fűtőmű egészségügyi hatásainak összehasonlító vizsgálatát 60 halál (BME HRI 1984/87). Olajtüzelésnél 1 % 50 kéntartalmat és 180 g/GJ NOx 40 kibocsátást tételeztünk fel, a nukleáris 30 fűtőmű kibocsátását a SECURE reaktorra 20 megadott adatok Bento és Mankamo (1978) alapján vettük fel. A számítások 10 eredményeit a 6.11 ábra mutatja, 0 amelyből kitűnik a nukleáris 0 1 2 3 4 5 6 7 8 hőszolgáltatás több nagyságrenddel dózis, Sv kisebb egészségügyi kockázata. 6.10 ábra Egyszeri besugárzás dózisVizsgálatokat végeztünk gáztüzelés következmény görbéi. esetére is, ekkor a

rendelkezésre álló adatok alapján csak a többlet halálesetek száma becsülhető, amely kb. egy 1000 bronchitis nagyságrenddel kisebb, mint olajtüzelés esetén, de még mindig egy-két nagyságrenddel 100 hagyományos fûtõmû meghaladja a nukleáris fűtőműre vonatkozó értékeket (a gáztüzelésre nyert eredmények az 10 ábrában nem szerepelnek). gyakoriság, % 100 haláleset 1 nukleáris fûtõmû 0.1 genetikai károsodás haláleset 0.01 0.001 40 60 80 100 120 Hasonlóképpen összehasonlítva a Mátrai Hőerőmű (800 MW) és a Paksi Atomerőmű két blokkjának (880 MW) hatását 4 nagyságrend előny mutatkozik az atomerőmű javára, amelyből a kedvezőbb telepítés (meteorológiai és lakósűrűség adatok különbsége) csupán egy 1.7 értékű faktort jelent (BME HRI 1984/87). 6.11 ábra Hagyományos és nukleáris fűtőmű hatásának összehasonlítása Különböző telephely változatok összehasonlítása a bemutatott típusú

egészségügyi hatás vizsgálattal a hatás alapadatok bizonytalansága ellenére is helyesen adja meg a különböző telephelyek egészségügyi kockázatának arányait. A nem egészségügyi (növény, korróziós stb.) károkra vonatkozó ismereteket összefoglaló tanulmányok azt mutatják, hogy e károkra az adatok még kevésbé feldolgozottak (Dalmay et al. 1987 és Jakucs et al 1987) A károsodási modellnek tartalmaznia kell a kár elhárítására vagy csökkentésére hozott intézkedések hatásait is, amelyekkel az azonos dózishoz tartozó hatások esetenként lényegesen - mérsékelhetők. Ilyen pl a fokozottabb korrózióvédelem, növényvédelem, esetleg a kritikus területeken a szennyezettséget jobban tűrő növényzet telepítése stb. Adott szennyezettségi viszonyok közt elvben mindig megtalálható a kár elviselésének, ill. elhárításának optimális aránya - 175 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése 6.62 Érték modell Az érték

modell szintetizálja a levegőszennyezés okozta hatásokat meghatározó matematikai modell és az energiatermelés költségmodellje eredményeit. A közös alap csak az összköltség lehet, ennek érdekében a hatásokat is pénzben kell kifejezni (a pénzben ki nem fejezhető, pl. esztétikai hatások kezelése tovább növeli a nehézségeket). Az anyagi károk viszonylag könnyebben, az egészségügyi és ökológiai hatások lényegesen nehezebben konvertálhatók költséggé, bár ez utóbbira is számos próbálkozás történt (pl. Energy and the environment 1976 és Andrianov 1986) Gazdaságilag megalapozott környezetvédelmi döntésekhez a szennyezéssel kapcsolatos valamennyi költség összegének minimumát kell keresni. Az összes költség (C) a leválasztás, kibocsátás csökkentés Ct technológiai költségének és a kibocsátás következtében a környezetben fellépő Ck költségnek az összege. Ez utóbbi tovább bontható a kár megelőzése,

csökkentése érdekében teendő intézkedések költségére és az okozott kár összegére (Rohde 1986): C = C t + C k = C t + C k1 + C k 2 (6.34) Értelemszerűen az összefüggésben azonos időalapra hozott költségeket - célszerűen évi költségeket - kell használni. Az évi költségek tartalmazzák a beruházási költségek (pl. leválasztónál) évi költségterhét, és a folyamatosan fellépő üzemeltetési, karbantartási stb. költségeket, valamint az okozott károkat Itt kell figyelembe venni a nem levegőbe kerülő (pl. víz- ,talaj-) szennyezés költségeit és kárait, amelyek kapcsolódnak a levegőszennyezési folyamatokhoz. Ezek a költségek általában a leválasztáshoz, a leválasztott szennyezőanyagok elhelyezéséhez kapcsolódóan lépnek fel és esetenként akár domináló szerepük is lehet az összes költségeken belül. A gazdasági optimalizálás elvi módját 6.12 ábra mutatja be b.) a.) c.) C Ct C Ck C Ct Ck Ct Ck Q opt Qo

Qo Q Q hopt h 6.12 ábra A gazdasági optimalizálás elvi módja Elvben minden kibocsátáshoz hozzárendelhető a kibocsátáshoz kapcsolódó Ck költség, amely minden pontban egy optimális arányú Ck1 és Ck2 költségtagot tartalmaz, vagyis feltételez egy optimális kárcsökkentési stratégiát. Az ábra első két részében eltérő leválasztási költség esetére látható az optimálás. Alacsonyabb leválasztási költségek esetén (ábra a.) része) adódik egy gazdaságilag optimális Qopt kibocsátás, míg ha a leválasztás költsége - beleértve a hulladék-elhelyezést is - magas (ábra b.) része) az optimum a teljes kibocsátás A nulla kibocsátás soha nem adódhat optimumnak, mert e szélső helyzet felé haladva a leválasztási költségek általában a végtelenhez tartanak. A valóságos esetekben a lehetséges kibocsátások skálája általában nem folyamatos, hanem valamilyen kibocsátás csökkentési eljárás megvalósításának vagy

elvetésének gazdaságosságát kell eldönteni. Ekkor a haszon/költség arányt célszerű vizsgálni és ha teljesül a - 176 - 6. Az energetikai légszennyezés értékelése haszon / kšlts g=− ∆Ck ≥1 ∆Cl (6.35) egyenlőtlenség, akkor kell az adott eljárás javára dönteni. Az ábra c.) része a kéménymagasság optimalizálás elvét mutatja be Az ismertetett elvi módszerek tartalommal való kitöltéséhez még számos nyitott gazdaságossági értékelési problémát kell megoldani. - 177 - 7. IRODALOM A Kormány 152/1995.(XII12) rendelete a környezeti hatásvizsgálat elvégzéséhez kötött tevékenységek köréről és az ezzel kapcsolatos hatósági eljárás részletes szabályairól. Magyar Közlöny, 1995. 107sz A Kormány 86/1993.(VI4) rendelete egyes tevékenységek környezeti hatásvizsgálatának átmeneti szabályairól. Magyar Közlöny, 1993 71sz A Minisztertanács 21/1986(VI.2) MT sz rendelet a levegő tisztaságának védelméről

Magyar Közlöny, 1986. 22 A Szociális- és Egészségügyi miniszter 7/1988.(VII20) SZEM rendelete az atomenergiáról szóló 1980. évi I törvény végrehajtásáról rendelkező 12/1980(IV5) MT rendelet végrehajtásáról. Magyar Közlöny, 1988 33sz Alcamo, J. et al, 1984: Acid Rain in Europe: a Framework of Assist Decision Making WP-8432 IIASA, Laxenburg Andrianov, Sz. G, 1986: Ohrana vodnovo i vozdusnovo basszejna ot vübroszov TESz Ivanovszkij Goszudarsztvennüj Universzitet, Ivanovo, 1986. ANL, 1963: Reactor physics constants. ANL-5800 Second edition USAEC, Washington ApSimon, H.M - Wllson, JJ, 1986: Preliminary Analysis of Dispersion of the Chernobyl Release. Imperial College, London ApSimon, H.M, 1985: Long-range Atmospheric Dispersion of Radioisotopes The MESOS model. Atmospheric Environment, 19 1 Az Egészségügyi Miniszter 5/1986(VIII.10) EüM sz rendelet a légszennyező anyagok, a levegőminőségi határértékek és a légszennyezettség mérésére vonatkozó

szabályok megállapításáról. Magyar Közlöny, 1986 33sz Az OKTH elnökének 4/1986(VI.2) sz rendelkezése a levegő tisztaságának védelméről szóló 21/1986(VI.2) MT sz rendelet végrehajtásáról Tanácsok Közlönye, 1986 9 Basu, P. - Fraser, S A, 1991: Circulating fluidized bed boilers, design and operations Butterworth-Heinemann, Stoneham, MA USA. Batelle, Pacific Northwest Laboratory, 1979: Mathematical models for atmospheric pollutants. EA-1131. Bede G. - Gács I, 1974: A hazai atomerőműépítési programhoz kapcsolódó környezetvédelmi kutatások tématerv javaslata. BME Hőerőművek Tsz Bede G. - Gács I, 1975: Erőművek által kibocsátott pernye terjedési vizsgálata K-4 BME Hőerőművek tanszék. Bede G. - Gács I, 1976: Szennyezőanyagok terjedése a légkörben BME Továbbképző Intézet jegyzete. Budapest Bede G. - Gács I, 1984: Izotóptechnika Jegyzet, J4-993 Tankönyvkiadó, Budapest Beér J., 1993: Stacionárius égetés, mint környezetvédelmi

vezérmotívum, Magyar Kémikusok Lapja, XLVIII évfolyam 1. szám Beér J., 1995: US DOE tiszta szénfelhasználási technológiák Előadás a „Magyar szénerőművek jövőképe” c. MTA-BME konferencián Budapest Bento, J. P - Mankamo, T, 1978: Safety evaluation of the SECURE district heating plant Nuclear Technology, 38. p 126 Berljand, M. E, 1975: Szovremennüje problemü atmoszfernoj diffuzii i zagrjaznyenyija atmoszferü. Gidrometeoizdat, Leningrad - 178 - Irodalom BME Energetika Tanszék - Levegőtisztaság-védelmi Szaktanácsadó Bt., 1994: Az új levegőtisztaság-védelmi jogszabály bevezetéséhez a szükséges kéménymagasság meghatározása, illetve terjedésszámítási módszer szabványosítása. Tanulmány BME HRI 1984/87: Development of risk criteria for the nuclear fuel cycle. IAEA-3543/R8 Bódizs D. - Gáspár L - Keömlei G, 1992: Radioaktív emisszió széntüzelésű erőművekből Fizikai Szemle XLII. 4sz Bosanquet, C. H - Pearson, J L, 1936: The

spread of smokes and gases from chimneys Trans. Faraday Society, 32 p 1249 Briggs, G. A, 1974: Diffusion estimates for small emission In: Environmental Research Laboratories, 1973. Annual Report Oak Ridge, Tenn ATLD-106 Brummage, K. G et al, 1966:The Calculation of Atmospheric Dispersion from a Stack Stichting CONCAWE, The Hague. Calder, K. L, 1949: Eddy Diffusion and Evaporation in Flow over Aerodynamically Smooth and Rough Surfaces. Quarterly J of Mechanics and Applied Mathematics, II 153 Cirulnyikov, L. M et al, 1976: O szogyerzsanyii kancerogennüh vescsesztv v uhodjascsih gazah pri szzsiganyii gaza i mazuta. Tyeploenergetika, 1976 No 9 Csanady, G. T, 1958: Deposition of Dust from Industrial Stacks Australian J of Applied Sciences, 9. p 1 Csanady, G. T, 1964: An Atmospheric Dust Fall Experiment J of Atmospheric Sciences, 21 Dalmay G. et al, 1987: A környezet erősödő savasodásának korróziós hatása In: A környezet erősödő savasodása. OKTH-MTA Környezetvédelmi

kutatások 7 Budapest, 1987 DIN 1942. Abnahmenversuche an Dampferzeugern (VDl-Dampferzeugerregeln) Doury, A., 1976: Une method de calcule practique et generale pour la prevision numerique des pollutions vehiculus par latmosphere. CEA-R-4280, Rev 1 Saclay Energy and the environment, cost-benefit analysis. Pergamon Press, New York, 1976 Feketéné Náral K., 1987: A légköri savas vegyületek országos léptékű transzmissziója Kandidátusi értekezés. Budapest Gács I. - Bihari, P, 1997: Environmental Impact Study for Burning Equipment Hőerőgépek és Környezetvédelem konferencia (Tata 1997. május 25-28) kiadványa p190-197 Gács I. - Bodnár I, 1994: Levegőszennyező anyagok terjedésének modellezése ERŐTERV Közlemények 32. p54-63 Gács I., 1988: Energetikai levegőszennyezés matematikai modellezése Kandidátusi értekezés Budapest. Gács I., 1993: Levegőszennyező anyagok megengedhető kibocsátása Magyar Energetika I 1 sz. p26-31 Gács I., 1994: Célok és

eszközök a levegőtisztaság-védelemben INTACT 94 Nemzetközi Környezetvédelmi Kongresszus és Kiállítás, 1994. március 22-25 III kötet, p49-57 (megj.:- Magyar Energetika II 4 sz p7-10) Gács I., 1994a: Szennyezőanyagok légköri terjedésének matematikai és fizikai modellezése Előadás "A levegőkörnyezet szabályozás-orientált modellezésének perspektívái" c. MTA-BME szimpóziumon. Budapesti Műszaki Egyetem, 1994 október 20 German Bundestag, 1989: Protecting the Earths Atmosphere. An International Challenge German Bundestag, Bonn, 1989. Gifford, F. A, 1960: Peak to average concentration ratios according to air fluctuating plume dispersion model. Int J of Air and Water Pollution, 3 No 4 Gifford, F. A, 1976: Turbulent diffusion typing schemes - a review Nuclear Safety, 17 1 - 179 - Irodalom Gratwohl,G., 1973: Erzeugung und Freisetzung von Tritium durch Reaktoren und Wiederaufarbeitungsanlagen und die voraussichtliche radiologische Belastung bis zum

Jahr 2000. KFK-Ext4/73-36 Karlsruhe Hamilton, L. D, 1984: Health and environmental risks of energy systems IAEA-SM-273/51 In: Risks and Benefits of Energy Systems . STI/PUB/668 Vienna, 1984 Holland, J. Z, 1953: A Meteorological Survey of the Oak Ridge Area USAEC ORO-99, Washington. Hrgian, A, H., 1978: Fizika atmoszférü Gidrometeoizdat, Leningrad IAEA, 1989: Energy, Electricity and Nuclear Power Estimates for the Period up to 2005. IAEA, Vienna. IEA, 1988: Particulate Control for combustion. IEA Coal Research, London Interatomenergo, 1984: Bezopasznoszty v atomnoj energetike. Csaszty 1: Obscsije polozsenyije bezopasznosztyi AESz. Interatomenergo, Moszkva Izrael, Ju. A-Teverovszkij, E N, 1971: Prospects for extensive peaceful utilisation of atomic energy without radiation risk to the population. IV ICPUAE A/Conf 49/P/684, Geneva Jakucs P. et al, 1987: A környezet erősödő savasodásának hatásai a természetes élővilágra In: A környezet erősödő savasodása. OKTH-MTA

Környezetvédelmi kutatások 7 Budapest, 1987. Katona Z., 1994: Technology options for power generation from waste materials Pacific Power, Environment, Fuel and Technology Development Group, Sydney, 1994 April Katona Z., 1994a: Developments in coal combustion technology MSc Thesis, University of Technology, Sydney. Knyizsnyikov, V. A - Barhudarov, R M, 1977: Szravnyityelnaja ocenka radiacionnoj opasznosztyi dlja naszelenyija ot vübroszov v atmoszferü TESz i AESz. Atomnaja Energija, Tom 43. Koncz I., 1970: Portalanítás és porleválasztás Műszaki Könyvkiadó, Budapest Krutyijev, V. A – Gorbanyenko, A D, 1976: Izucsenyije vlijanyija azotoszogyerzsascsih priszadok k topliva na obrazovanyije okiszlov azota. Tyeploenergetika, 1976 No 10 KTM, 1995.: Nemzetközi környezetvédelmi és természetvédelmi egyezmények jóváhagyása és végrehajtása Magyarországon. KTM, Budapest Lederer, C. M - Hollander, J M - Perlman, I, 1968: Table of isotopes Sixth edition John Wiley and Sons,

New York. Lévai A., 1964: Hőerőművek II Műszaki Könyvkiadó, Budapest Lévai A., 1973: Energetika és környezetszennyezés Műszaki Tudomány, 46 p315 Loss, L. L, 1991: NOx emissions from coal combustion, IEA Coal Research, London McIlvaine Company, 1993: Fossil synthetic fuels manual, advanced cyclone combustor demonstration. Meade, P. J, 1960: Meteorological aspects of peaceful uses of atomic energy WMO Technical Note No. 97 Geneva Mészáros E., 1977: A levegőkémia alapjai Akadémiai Kiadó, Budapest MI-13-45-1990. A beruházások környezeti módszertana. KTM Műszaki irányelv hatásvizsgálatának általános tartalma és Miettinen, J. et al, 1976: Risk – benefit evaluation of nuclear power plant siting Annals of Nuclear Energy, 3. p 489 Miller, J. A - Bowman, C T, 1989: Mechanism and modelling of nitrogen chemistry in combustion, Prog. Energy Combust Sci, Nagy Britannia - 180 - Irodalom Moses, H. - Kraimer, M R, 1972: Plume Rise Determination - a New

Technique without Equations. JAPCA, Vol 22 No 8 MSZ 21457/4. Légszennyező anyagok transzmissziós paraméterei A turbulens szóródás mértékének meghatározása. MSZ 21459/2. Légszennyező anyagok transzmissziójának meghatározása Területi (felületi) és vonalforrás szennyező hatásának számítása. MSZ 21459/4. Légszennyező anyagok transzmissziójának meghatározása Transzmissziós számítások adatbázisának meghatározása. MSZ 21459/5 Légszennyező anyagok transzmissziójának meghatározása. A kibocsátás effektív magasságának meghatározása. MSZ 21460/2. Levegőtisztaság-védelmi missziójának alapfogalmai. terminológia. Légszennyező anyagok transz- MSZ 21854. A környezeti levegő tisztasági követelményei MSZ 62/1. Ionizáló sugárzás elleni védelem Általános előírások MVMT, 1989: Magyarország villamosenergia, primerenergia felhasználásának és energiaigényességének nemzetközi összevetése. MVMT, Budapest Nárai K.,

1974: Az effektív kéménymagasság meghatározása Időjárás, 78 p240-246 Nishiwaki, Y. et al, 1970: Atmospheric contamination of industrial areas including fossil-fuel power stations and a method of evaluating possible effect on inhabitants. IAEA-SM146/16 In: Environmental Aspects of Nuclear Power Stations 5TI/PU8/261 Vienna Nowiczki, M., 1976: Ein Beitrag zur Bestimmung universeller Diffusion-koefficienten Arch Met Geoph. Biokl, Ser A 25 p31 OECD, 1983: Control Technology for Nitrogen Oxide Emissions from Stationary Sources. OECD, Paris, 1983. OECD, 1989: World Energy Statistics and Balances 1971-1987. OECD, Paris OECD, 1994: Energy Statistics and Balances of Non-OECD Countries 1991-1992. IEA Statistics, OECD, Paris, 1994. Pasquill, F., 1962: Atmospheric diffusion, Van Nostrand, London Pirrone, N., Keeler, GJ, Noriagu, JO, 1996: Regional Differences in Worldwide Emission of Mercury to the Atmosphere. Atmospheric Environment 17 30 p 2981-2987 Protopopov, V. Sz – Paskov, L T,

1980: Obrazovanyija okiszlov azota pri gorenyii Trudü MEI , Vüp . 508 Moszkva Quaas, H., 1975: Energie aktuell Urania, Leipzig Reményi K., 1995: Új technológiák az energetikában Akadémiai Kiadó, Budapest Rihter, L. A – Volkov, E P – Kormilicin, V L, 1980: Obrazovanyi je okiszlov azota v topkah parovüh kotlov. Trudü MEI, Vüp 508 Moszkva Roberts, O. F T, 1923: The Theoretical Scattering of Smoke in a Turbulent Atmosphere Proc Roy. Soc London v104 p640-654 Rohde, F. G et al, 1986: Environmental impact – a necessary ingredient of energy planning 13th WEC 2.4 14 Cannes Sarofim, A. F - Goel, S K - Morihara, A,1994: Fluidized bed combustion and emission control issues. International Clean Coal Technology Symposium on Pressurised Fluidized Bed Combustion, Kitakyushu-city, Japan. Savolainen, I. et al, 1978: Risk assessment of urban-sited heating reactors Nuclear Technology, 38. 4 - 181 - Irodalom Sax, N.l, 1974: Industrial pollution Van Nostrand Reinhold New York

Sensenbaugh, J. D, 1966: Formation and Control of Oxides of Nitrogen in Combustion Processes. Combustion Engineering Inc Slade, D. H, 1968: Meteorology and Atomic Energy USAEC, Washington Smith, D. J, 1997: Reducing Emissions from Electric Power Plants is a Priority for European Electric Utilities. Power Engineering International Sutton, O.G, 1953: Micrometeorology McGraw Hill, London Szádeczky Kardos E., 1974: Geonómia Előkiadás a kollektív lektoráláshoz MTA Geokémiai Kutató Laboratórium, Budapest. Szepesi D. - Popovics M - Fekete K, 1982: A légköri kén nagytávolságú transzmissziója OMSz Hivatalos Kiadványai LII. Budapest Szepesi D. J, 1989: Compendium of Regulatory Air Quality Simulation Models Akadémiai Kiadó, Budapest. Szepesi D., 1967: Légszennyező anyagok turbulens diffúziójának meteorológiai föltételei Magyarországon. OMI Hivatalos Kiadványai XXXII Budapest Szkorik, L. D – Cirulnyikov, L M, 1973: O roli atomarnovo i molekularnovo kiszloroda v

obrazovanyii SO3 pri szzsiganyii vüszokoszernyisztovo prirodnovo gaza. Tyeploenergetika., 1973 No 3 Tadmor, J., 1971: Consideration of Deposition of Pollutants in the Design of a Stack Height Atmospheric Environment, 5. p 473 Teverovszkij, Je. N et al, 1985: Dopusztyimüje vübroszi radioaktivnüh i himicseszkih vescsesztv v atmoszferu. Energoatomizdat, Moszkva Thambimuthu, K. V, 1993: Gas cleaning for advanced coal-based power generation IEA Coal Research, London, IEACR/53 Thomas, F. W et al, 1970: Plume Rise Estimates for Electric Generation Stations JAPCA, Vol 20. No 3 Tomaschpolskij, L., 1968: Probleme der Weltenergiebilanz im letzten Drittel des 20 Jahrhunderts. IFE Mitteilungen 99 Tyeploelektroprojekt, 1968: Paksi Atomerőmű. Műszaki Terv Tyeploelektroprojekt, Moszkva Tyeploelektroprojekt, 1974: Paksi Atomerőmű (I. kiépítés) Műszaki Terv Tyeploelektroprojekt, Moszkva-Kiev. Tyeploelektroprojekt, 1976: Paksi Atomerőmű (II. kiépítés) Műszaki Terv Tyeploelektroprojekt,

Moszkva-Kiev. Vajda Gy., 1981: Energetika I Akadémiai Kiadó, Budapest Vernon, J. L - Jones, T, 1993: Sulphur and coal IEA Coal Research, London Virágh E., 1990: Sugárvédelmi ismeretek Jegyzet BME Mérnöktovábbképzõ Intézet Wark, K. - Warner, C, 1976: Air Pollution, Its Origin and Control Harper POW Publ, New York WEC, 1992: Survey of Energy Resources. World Energy Council, 1992 Wexler, H., 1955: Meteorology and Atomic Energy USAEC, Washington Withers, C. J et al, 1990: Improvements in the performance of ceramic media for filtration of hot gases, filtration and separation. Wojciechowsky, K., 1971: The Deposition of Dust Particles from Elevated Sources and the Vertical Wind Profile. Atmospheric Environment, 5 p 41 - 182 -