Metoder for luftforurensende overvåkning: 4 Metoder

Følgende punkter markerer de fire metodene for overvåking av luftforurensning. Metodene er: 1. Prøvetaking 2. Partikulær overvåking 3. Overvåking av gassformige stoffer og 4. Prøvetaking og analyse ved brukervennlighet.

Metode nr. 1. Prøvetaking:

Det første trinnet for å overvåke gassbårne forurensninger er å skaffe seg et representativt utvalg.

Et oppsett som brukes til innsamling av en prøve og analyse av de forurensende stoffene som er tilstede i det, kalles generelt et prøveuttak. Et prøveuttak vil normalt ha flere komponenter.

Komponentene som er tilstede i en faktisk oppsett vil avhenge av situasjonen så vel som målene, slik som:

1. Hvorvidt kilden er omgivende luft eller en kanal, for eksempel en stabel;

2. Om det bare er ønskelig å overvåke partikkelformig eller gassformig forurensning;

3. Hvorvidt det foreslås å estimere de gassformige forurensningene på stedet eller å analysere dem på et passende tidspunkt etter samling av en prøve.

Partikulære forhold analyseres alltid på et passende tidspunkt etter å ha fanget dem.

En oppsett kan bestå av alle eller noen av følgende komponenter:

(i) Et prøvetakingsgrenrør,

(ii) En partikkel samler / arrester,

(iii) En varmeapparat / kjøler / kondensator,

(iv) En sugepumpe (justerbar volumtype),

(v) En strømningsmåler,

(vi) On-line overvåkingsinstrumenter for luftforurensende stoffer eller bubblere eller en prøvekollektor.

Følgende figur (3.1) viser skjematisk noen alternative arrangementer av prøvetog:

(a) Manifold,

(b) kjøler / varmeapparat,

(c) partikkeloppsamler,

(d) kondensator,

(e) pumpe,

(f) Flowmeter,

(g) Filter.

A. Et tog for partikulær og gassformig overvåking av forurensning.

B. En tog for overvåkning av gassformig forurensning.

C. En tog for partikulær overvåking bare.

Når man samler en gassformig prøve, bør man huske på at en strømningshastighet for strømning av vann og dens sammensetning kan endres med tiden, og på et gitt tidspunkt kan de avhenge av plasseringen av prøvetakingspunktet. På grunn av disse har standardprosedyrer blitt anbefalt for prøvetaking, slik at prøven samlet er en gjennomsnittlig tid. Når on-line analysatorer brukes, er prøven en øyeblikkelig.

1. Sampling Train:

En manifold skal være en del av prøvetaket når prøvetaking skal utføres fra en stabel eller en annen kilde enn omgivende atmosfære. Den skal være laget av et ikke-reaktivt og ikke-adsorptivt materiale, som Teflon eller glass eller noe varme- og korrosjonsbestandig legering.

Det bør være så kort som mulig, og det bør ikke vrides, da ellers kan det oppstå akkumulering av partikler inne i den. For å forhindre termisk skade på manifolden, kan den avkjøles, men det må tas forsiktighet slik at prøvetemperaturen ikke faller under duggpunktet.

En støvkollektor brukes når analyse av suspendert partikkelformet materiale (SPM) er ønsket. Ellers skal en støvsuger brukes.

En mekanisk pumpe eller en egnet enhet brukes til å aspirere en prøve.

En strømningsmåler brukes til å måle totalvolumet av prøven som passerer gjennom et samlestang.

En kjøler kan være nødvendig som en del av et prøveuttak, dersom gastemperaturen er slik at komponentene i toget kan bli termisk skadet under prøvetaking.

En varmeapparat kan være nødvendig hvis prøvetemperaturen er slik at kondensabel damp kan kondensere i forbindelsesrørene før oppsamling av støvpartikler fra en prøve.

Når en kondensabel damp er tilstede i en prøve med høy konsentrasjon, bør en kondensator brukes for å redusere konsentrasjonen før analyse av gassformige bestanddeler i prøven eller oppsamling av prøven i en mottaker.

2. Stackprøving:

Prøvetaking fra en stabel er gjort ved å innføre en manifold i den gjennom en port. Vanligvis er en port et 75 mm standard flensrør montert på en stabelflate innvendig og strekker seg 50 til 200 mm på utsiden. Når prøvetaking ikke er ferdig, er det lukket med en blind. For stabler med større diameter kan portdiameteren være over 75 mm. Havner ligger ca 0, 6 til 1, 8 m over gulvet eller en plattform. En stabel med en diameter på 3 m eller mindre bør ha to porter plassert i vinkel med hverandre. For en stabel som har diameteren mer enn 3 m, bør antall porter være fire, som ligger i 90 ° intervaller.

Vanligvis bør porter plasseres minst åtte diametre nedstrøms og to diametre oppstrøms fra en strømforstyrrelseskilde. For rektangulære tverrgående stabler skal enten større dimensjon eller ekvivalent diameter tas som diameter for plassering av porter.

Minimumsantal anbefalte prøvetakingspunkter på diameter (traverser) og deres plasseringer avhenger av posisjonen til en prøvetakingsport i forhold til strømforstyrrelseskildene oppstrøms og nedstrøms. Før prøvetaking bør manifoldmunnet være perfekt justert med strømningsretningen i stakken og rettet oppstrøms.

For fullstendig analyse av en prøve fra en stabel, bør et isokinetisk prøveuttak bestående av en dyse, en varmelegget innpakket probe og en oppvarmet filterholder, etterfulgt av noen impingerabsorbenter forbundet i serie og nedsenket i et isbad, benyttes. Absorbentoget skal følges av et gasstørrør (som inneholder silikagel), en pumpe (variabel slagmembranpumpe), en tørr gassmåler og en kalibrerte åpningsmåler.

Etter å ha satt toget til en stabel, er pumpen slått på og strømningshastigheten justert for å oppnå en prøve under isokinetisk tilstand. Når prøver skal analyseres med jevne mellomrom, kan en elektronisk analysatorenhet brukes i stedet for et impingerabsorberende tog.

3. Ambient Air Sampling:

For prøvetaking av omgivende luft er basenheten som normalt brukes, kjent som et "høyvolumsampler", spesielt når det er ønskelig å analysere partikkelmaterialet.

Hovedkomponentene i en slik enhet er:

(a) Filter,

(b) En blåsere og

(c) En strømningsmåler.

Når det er ønskelig å estimere de gassformige forurensningene, benyttes enten elektroniske instrumenter eller en prøveoppsamler eller et bubbe-tog i kombinasjon med de allerede nevnte komponenter.

Metode nr. 2. Partikulær overvåking:

Formålet med partikkelovervåkning kan være å estimere partikkelmassekonsentrasjon, partikkelstørrelsesfordeling og partikkelschemisk sammensetning. Når det er ønskelig å estimere partikkelmasse-konsentrasjon, kan bare et egnet filter anvendes. Filtermediet kan være laget av cellulosefiber / polymerfiber / glassfiber / syntetisk membran. Valget vil avhenge av gastemperaturen. Massen av arresterte partikler på et filter er estimert fra forskjellen i filtervekten før og etter filtrering.

Filteret skal være stekket med ovn før det veies for å unngå at det kommer inn feil ved å absorbere fuktighet eller annen damp under eller før filtrering. Et filter ville ikke være en egnet enhet når det gjelder estimering av partikkelstørrelsesfordelingen og / eller kjemisk analyse av partiklene, da kvantitativ gjenvinning av de arresterte partiklene fra et filter er nesten umulig.

For å fastslå størrelsesfordelingen og kjemisk analyse av gassbårne partikler bruker man en impinger eller en serie impingere. Partiklene oppsamlet i impingeren (e) sammen med kondensert damp, om noen, gjenvinnes kvantitativt og analyseres etter tørking.

For partikkelovervåking fra en stabel må prøvetaking utføres under isokinetisk tilstand, det vil si at gasshastigheten gjennom prøvetakingsrøret skal være det samme som ved stakken ved prøvetakingspunktet. Hvis prøvetaking utføres under superisokinetisk tilstand, vil de oppsamlede partiklene ha en større andel finere og lettere partikler enn den faktiske.

Mens når de samles under sub-isokinetisk tilstand, vil de oppsamlede partiklene inneholde flere av de større og tyngre partikler. Siden det i praksis er vanskelig å opprettholde strengt isokinetisk tilstand, bør avviket fra isokinetisk tilstand ikke være mer enn ± 10%.

For å opprettholde isokinetisk prøvetilstand er det nødvendig å måle stabelgasshastigheten ved prøvetakingspunktet. Hastigheten måles med en type-S (Stauscheibe eller revers type) pitotrør-manometer. Figur 3.2 viser en slik samling.

Metode nr. 3. Gassovervåking Overvåking:

Gassforurensende stoffer kan overvåkes enten in situ eller på et passende tidspunkt etter samling av en prøve. Før analysen av prøven må den frigjøres fra partikler og kondenserbar damp. In situ analyse foretrekkes da det gir data raskt. Når et prøvetakingspunkt er lokalisert på en ekstern plassering eller når det ikke kreves data umiddelbart, kan det imidlertid samles en prøve og konsentrasjonen av forurensningene i prøven kan estimeres til en passende tid.

1. I situasjonsanalyse:

Når det er nødvendig å overvåke en prøve så snart den er samlet inn, utføres situasjonsanalyse ved hjelp av analytiske instrumenter / instrumenter plassert i linje med et prøveuttak. Et slikt oppsett kan brukes til kontinuerlig utslippsovervåking (CEM). Svært ofte krever dette et passende hus for instrumentene, da de er følsomme for støv, fuktighet og temperatur. For online analyse av en gass innføres et målt volum av det (uten støv) i et instrument (enhet) som vil måle, vise eller registrere konsentrasjonen av en eller flere bestanddeler i prøven.

Instrumentalmetoder:

Instrumenter (CEM-analysatorer) er tilgjengelige for overvåking av gassformige forurensninger som SO ₂, NO, NO ₂, O ₃, CO og hydrokarboner. Disse instrumentene benytter ulike teknikker og kan brukes til analyse av stabelgass samt omgivende luft. Av de forskjellige teknikkene er gaskromatografien (GC) en allsidig, da den kan brukes til estimering av flere forurensende stoffer, slik som S02, NOx, CO og hydrokarboner.

Den vitale komponenten av en gasskromatografi er dens detektor, som identifiserer og senserer konsentrasjonen av de forskjellige bestanddelene i en prøve. En detektor kan være spesifikk spesifikk. I tabell 3.1 er noen forurensende spesifikke detektorer oppført.

Instrumenter er også tilgjengelige som benytter en bestemt teknikk for å overvåke et bestemt forurensende stoff. Noen av disse er oppført i tabell 3.2.

De grunnleggende prinsippene for de ovennevnte teknikkene beskrives kort nedenfor.

Gasskromatografi

De grunnleggende komponentene i en gasskromatografi er:

(i) En pakket kolonne (et spiralrør) som inneholder noen granulære partikler (noen ganger impregnert med en væske). Kolonnen tjener som en absorberende / adsorberende seng,

(ii) En kolonnehus med temperaturkontroll,

(iii) Egnede ordninger for innføring av en gassprøve og en bæregass ved kolonnebunnen (innløp), og

(iv) En detektor plassert straks etter kolonnen.

Prosedyren for analyse er å injisere et forhåndsbestemt volum av en gassprøve i kolonnebunnen. Kolonnen inneholder et forhåndsvalgt adsorbent, som vil avhenge av bestanddelene tilstede i prøven som skal analyseres. Bestanddelene blir adsorbert på adsorbent-sengen og får desorbedet av en strøm av forhåndsvalgt bæregass som strømmer gjennom kolonnen.

Fordeling av prøvebestanddelene mellom sengen og bæregassen skjer gjentatte ganger når bestanddelene bæres mot kolonneutgangen av bæregassen. Hver bestanddel vil reise i sin egen hastighet gjennom kolonnen og til slutt komme ut av kolonnen og nå detektoren i form av et bånd.

Tidsintervallet mellom to bånd og bredden på hvert bånd avhenger av partisjonskoeffisientforholdet mellom bestanddelene under de givne systemparametrene. Detektoren gir et signal som indikerer tidspunktet for fremveksten av et bånd.

Signalet forlenger så lenge en bestemt bestanddel fortsetter å komme ut av kolonnen. Signalets størrelse vil avhenge av konsentrasjonen av bestanddelen i bæregassen, som igjen vil avhenge av konsentrasjonen i prøven. Dataene registreres som et tidsrom vs. den spesifikke bestanddeles konsentrasjon i bæregassen.

Basert på arealet under plottet, er konsentrasjonen av den spesifikke bestanddelen i prøven anslått. I dag er mikroprosessorbaserte gasskromatografer tilgjengelige, noe som gir utskrift med de spesifikke bestanddelene som er tilstede og konsentrasjonen i en analysert analyse.

Ikke-dispersiv infrarød fotometri (NDIR) :

Prinsippet involvert i denne teknikken er fortrinnslig absorpsjon av infrarød stråling av en bestanddel, for eksempel karbonmonoksid (CO) tilstede i en gassprøve.

En enhet vil ha følgende komponenter:

(i) En infrarød kilde,

(ii) En helikopter,

(iii) En prøvecell (flyt type)

(iv) En infrarød detektor, og

(v) En referansecelle (fylt med en ikke-infrarød absorberende gass).

En "Non-Dispersive Infrared" -enhet fungerer som beskrevet nedenfor:

Hakkeren ville periodisk eksponere prøvecellen og referansecellen til infrarød stråling. Hindringsstrålingen ville passere gjennom referansecellen, nesten uabsorbert, og ville nå detektoren. Intensiteten av stråling overført gjennom prøven cellen ville bli redusert på grunn av absorpsjon av CO tilstede i prøven som strømmer gjennom cellen.

Forskjellen mellom mengder energi som når detektoren via referansecellen, og som via prøven cellen vil være proporsjonal med CO konsentrasjonen i prøven. Noen bestanddeler, som for eksempel vanndamp tilstede i en prøve, forstyrrer den kvantitative estimeringen av CO.

Kjemiluminescens Teknikk:

Denne teknikken er basert på det faktum at når et forurensende stoff reageres med en bestemt reaktant (i stort overskudd), vil de dannede produktmolekyler være i en høyere eksitasjonsstatus. Etter hvert som produktmolekylene går tilbake fra den øvre tilstanden av excitasjon til deres normale (jord) tilstand, frigjøres energi i form av lys.

Intensiteten til det utstrålede lyset ville være direkte proporsjonalt med konsentrasjonen av forurensningen tilstede i en prøve. Den utstrålede lysintensiteten måles normalt ved hjelp av en fotomultiplikator. For estimering av ozon (O3) konsentrasjon i en prøve er den anvendte reaktanten etylen. I tilfelle NO må reaktanten være O ₃ . For estimering av NO _{2 blir} det først kvantitativt redusert til NO og deretter estimert som NO.

Konduktometrisk teknikk :

Den grunnleggende ideen bak denne teknikken er det faktum at når et bestemt forurensende stoff absorberes i en egnet væske, vil den elektriske ledningsevne av den resulterende løsning være forskjellig fra absorbentens. Forandringen i konduktivitet vil være proporsjonal med konsentrasjonen av forurensningen tilstede i en prøve. Væsken (absorberende) bør velges slik at den bare vil absorbere ett av de forurensende stoffene som er tilstede i en prøve. Vanligvis brukes destillert vann eller en vandig løsning som et absorberende middel.

Coulometrisk teknikk :

Coulometrisk analyse utføres ved å reagere et bestemt forurensende stoff som er til stede i en gassformig prøve med en vandig løsning av KI eller KBr i en elektrolytisk celle hvorved jod eller brom frigjøres. Det frigjorte halogenidet reduseres ved katoden av cellen.

Strømmen gjennom koulometeret vil være proporsjonal med mengden av det frigjorte halogenidet, hvilket igjen vil være proporsjonalt med konsentrasjonen av det spesifikke forurensende stoffet som er tilstede i prøven. Denne metoden er ikke spesifikk for ozon fordi den måler de totale oksidanter som er tilstede i en prøve.

Spektrometrisk teknikk :

Denne teknikken ligner noe NDIR. Lys (IR / UV) fra en kilde filtreres for å skjule ut lys av alle bølgelengder bortsett fra et smalt bånd som absorberes av et bestemt forurensende stoff som er tilstede i en gassformig prøve.

Slike stråler av det valgte bølgelengdebåndet får lov til å passere gjennom en celle, gjennom hvilken en filtrert, kondensabel, fri gassprøve ville strømme. Intensiteten til den overførte strålingen i forhold til den av den ikke-demperte strålen ville være proporsjonal med konsentrasjonen av forurensningen tilstede i prøven.

Elektrokjemisk teknikk :

En elektrokjemisk analysator kan bestå av en semipermeabel membran, en elektrolytfilm, en sensingselektrode og en referanselektrode nedsenket i elektrolytten. En gassstrøm som inneholder forurensningen, hvis konsentrasjon skal estimeres, føres over den semipermeable membranen.

Forurensningen kan migrere selektivt over membranen og generere et signal (spenning) i elektrolyttfilmen. Signalet (spenning) vil bli hentet av sensingselektroden. Spenningsforskjellen mellom sensingselektroden og referanselektroden vil være proporsjonal med forurensningskonsentrasjonen i prøven.

2. Kjemiske metoder:

Det er to kjemiske metoder, nemlig:

(1) Hurtig metode og

(2) Klassisk metode. Rask metode

Den raske metoden gir informasjon innen kort tid. Det krever ikke en dyktig operatør. For hvert forurensende stoff brukes en bestemt detektor. Konsentrasjonene av enkelte forurensende stoffer kan variere fra lav til ganske høy. For et slikt forurensende middel må en detektor som har riktig område, velges avhengig av situasjonen.

Et oppsett for rask analyse består av et forseglet glassrør (detektor) fylt med et forurensningsspesifikt reagens adsorbert på noen inerte granulat eller selve reagensen i granulær form og en hånddrevet positiv forskyvningspumpe.

Røret er utstyrt med plugger i hver ende, som fungerer som filtre. Disse holder også granulatpartiklene som en pakket seng. En direkte leseskala (vanligvis i ppmv-enhet) skrives ut på rørets ytre overflate langs dens lengde. Merkingen starter umiddelbart etter den ledende endefilterpluggen. Metoden er egnet for å overvåke forurensningene som finnes i omgivende luft.

Operasjonsprosedyren for en slik enhet er å bryte de forseglede ender av et detektorrør (spesifikt for et bestemt forurensende stoff) og feste det samme på en pumpe på en slik måte at en gassprøve trekkes gjennom rørets ledende ende. Ved å bruke pumpen skal et kjent volum av en prøve (som spesifisert av detektorprodusenten) aspireres gjennom røret. Øyeblikkelig reaksjon mellom reagenset og forurensningen ville skje, noe som resulterte i en skarp forandring i fargen på den granulerte sengen i røret.

Lengden på den fargede delen av den granulerte sengen vil avhenge av konsentrasjonen av forurensningsmidlet tilstede i en prøve som kan leses fra den trykte skalaen på røret. Et rør kan bare brukes en gang. Selektørrør er tilgjengelige for overvåkning av vanlige uorganiske gassformige forurensninger, samt et bredt spekter av organiske forurensninger.

Klassisk metode :

Den klassiske metoden er også referert til som våt kjemi metode. Denne metoden er relativt tidkrevende og nøyaktigheten avhenger av ferdighetene til en analytiker. Ved denne fremgangsmåte får et kjent volum av en støvfri gassprøve å strømme i moderat hastighet gjennom en serie bubblere, som hver inneholder et oppløsningsmiddel med eller uten noen oppløste reagenser.

Hver bobler ville fange bare et bestemt forurensende stoff, avhengig av det tilstedeværende løsningsmiddel / reagenset. Bubblene skal ordnes riktig. Når en prøve har fått lov til å strømme gjennom bubbelstrinnet, skal de løsnes og innholdet skal kvantitativt analyseres for å estimere de fanget forurensningene.

Metode nr. 4. Prøveinnsamling og analyse ved brukervennlighet:

Det er noen ganger foretrukket å samle en gassprøve og deretter analysere det samme i et laboratorium på et passende tidspunkt. For å utføre analyse på denne måten er det nødvendig å bevare et utvalg som det er eller å segregere hver bestanddel (forurensende) kvantitativt og deretter bevare dem.

For å oppnå dette målet kan et av følgende trinn bli vedtatt:

(i) Innsamling av en prøve i en evakuert mottaker :

En støvfri gassprøve oppsamles enten i en evakuert stiv metallbeholder eller i en fleksibel pose laget av en polymerfilm. Materialet til konstruksjonen av beholderen bør være så valgt at forurensningene ikke ville samvirke fysisk eller kjemisk med beholderen under lagring og derved forårsake en endring i sammensetningen av prøven som er samlet.

En prøve skal avkjøles til romtemperatur og frigjøres fra faste partikler og kondenserbar damp før oppsamling i en beholder. Beholderen fylt med en prøve skal deretter transporteres til et laboratorium for analyse. I laboratoriet kan prøven trekkes tilbake fra beholderen enten ved å klemme polymerposen eller ved hjelp av en pumpe fra den stive beholderen. Analyse av den hentede prøven kan utføres enten ved hjelp av egnede instrumenter eller ved hjelp av egnede kjemiske metoder.

(ii) Innsamling i et medium :

Flytende eller fast oppsamlingsmedium kan anvendes for å behold kvantitativt de forurensende stoffer som er til stede i en gassprøve, enten som det er eller i segregert form for deres påfølgende estimering.

(a) flytende medium:

Når et flytende medium brukes, refereres enheten til som et "bubbler system". Systemet kan ha flere bubblere i serie, som hver inneholder en væske der et bestemt forurensende stoff enten vil bli fysisk absorbert eller kjemisk reagert. Gjennom hver bobler bobles et kjent volum av prøven og deretter estimeres mengden av det fanget forurensende stoffet ved en egnet kjemisk analysemetode. I tabell 3.3 er den kjemiske sammensetningen av boblervæsker og de analysemetoder som benyttes for estimering av noen vanlige forurensninger, oppført.

(b) Fast medium :

Denne innsamlingsmetoden er basert på det faktum at når en støv og kondensabel dampfri gassprøve passeres over en sonde av adsorbent, så som aktivert karbon / aktivert silikagel, blir de forurensende stoffer som er tilstede i prøven, adsorbert kvantitativt.

Prosedyren vedtatt for innsamling og bevaring av forurensningene i en gassprøve er å passere et kjent volum av en forurensende bærende gass gjennom en beholder som inneholder en adsorpsjonsbunn, hvorved forurensningene holdes på adsorbentgranulatene og det meste av bæregassen strømmer ut. Etter oppsamling er beholderen forseglet og tatt til laboratorium for analyse.

Det aller første skrittet mot analyse av de adsorberte bestanddelene er å desorbere dem kvantitativt ved oppvarming av beholderen mens en strøm av inert gass strømmer gjennom beholderen med en moderat hastighet. De desorberte bestanddelene bæres inn i et målesystem av den inerte gassstrømmen.

En alternativ fremgangsmåte for kvantitativ utvinning av de adsorberte bestanddelene er å ekstrahere de med et kjent volum av en væske (et løsningsmiddel). Deretter estimeres konsentrasjonene av bestanddelene (forurensende stoffer) i væskekstraktet enten kjemisk eller ved hjelp av egnede instrumenter.

Basert på diskusjonen så langt kan det konkluderes at metodene som brukes for overvåkning av gassformig forurensning, kan klassifiseres i to grupper:

(i) De instrumentelle metodene og

(ii) De kjemiske metodene.

Fordelene og demerittene til disse metodene er oppført i tabell 3.4.