Aire Wark Compressed

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CONTAMINACION DEL AIRE Origen y control Kenneth Wark Cecil F. Warner Universidad de Purdne

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Fondo libros ( Sur)

LIMUSA

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Wark, Kenneth Contaminación del aire : Origen Y control= Air pollution, its origin and control 1 Kenneth Wark. - México : Limusa, 2012 652 p.: il.; 23 x 15.5 cm. ISBN: 978-968-18-1954-5 Rústica

Contenido

1. Aire - contaminación 2. Contaminación Ambiental l. Warner, Cecil, coaut. 11. Garcia Ferrer, Carlos Alberto, Ir. 111. Garcia Gutiérrez, Alfonso, colab. LC: TD883.1

Dewey: 614.71 122 1 W2772C

VERSIÓN AUTORIZADA EN ESPAÑOL DE LA EDICIÓN EN INGLÉS, PUBLICADA CON EL TÍTULO: AIR POLLUTION, iTS ORIGIN ANO CONTROL

© KENNETH WARK AND CECIL F. ·¡

WARNER.

1

¡i 1

COLABORACIÓN EN LA TRADUCCIÓN: CARLOS ALBERTO GARCÍA FERRER INGENIERO QUÍMICO E INGENIERO CIVIL POR LA UNIVERSIDAD DE

LA HABANA, CuBA.

REVISIÓN: ALFONSO GARCÍA GUTIÉRREZ MAESTRÍA EN INGENIERÍA AMBIENTAL EN TEXAS, DocTORADO EN INGENIERÍA AMBIENTAL POR EL IMPERIAL COLLEGE DE LA UNIVERSIDAD DE LONDRES, INGLATERRA.

1 1

LA PRESENTACIÓN Y DISPOSICIÓN EN CONJUNTO DE

!1

CONTAMINACIÓN DEL AIRE

'1!

ORIGEN Y CONTROL

. 1

SON PROPIEDAD DEL EDITOR. NINGUNA PARTIE DE ESTA OBRA PUEDE SER REPRODUCIDA O TRANSMITIDA, MEDIANTE NINGÚN SISTEMA O MÉTODO, ELECTRÓNICOOMECÁNlCO(INCLUYENOO EL FOTOCOPIADO, LA GRABACIÓN O CUALQUIER SISTEMA DE RECUPERACIÓN Y ALMACENAMIENTO DE INFORMACIÓN), SIN

Prólogo

11

Símbolos

13

l. EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

1.1 1.2 1.3 1.4

CONSENTIMIENTO POR ESCRITO DEL EDITOR. DERECHOS RESERVADOS:

© 2012,

EDITORIAL LIMUSA, S.A. DE C.V. GRUPO NORIEGAEDITOR€8

9§, MéXICO, D.F. C.P.06040 'iiii 5130 0700 r);lj 5512 2903

BALDERAS

limusa@ noriega.com.mx www.noriega.com.mx CANIEM"NúM.

121

HECHO EN MéXICO ISBN:

978-968-18-1954-5

17.1

1.5 1.6 1.7 1.8 1.9

1.10

Introducción 17 Casos graves de contaminación del aire 18 N aturalcza general de los problemas de contaminación del aire 20 Definición y lista general de los contaminantes del aire 22 28 La materia particulada o partículas Monóxiüo de carbono 40 Oxidos de azufre 45 Efectos de los hidrocarburos, óxidos de nitrógeno, oxidantes fotoquímicos, asbestos y metales sobre los materiales y la salud 53 Daños a la vegetación 56 Orígenes de los contaminantes del aire 58 PREGUNTAS

60

PROBLEMAS

61

BIBLIOGRAFIA

1 (

63 5

17

CONTENIDO

6

2. LA LEGISLACIÓN ,FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION 67

CONTENIDO

4.7 4.8

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2.1 2.2

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2.3

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2.4 2.5

J',, 11

Introducción 67 Historia de las leyes federales promulgadas por el gobierno 68 Criterios sobre la calidad del aire y normas de emisión para la calidad del aire 79 Normas estadunidenses de emisión y funcionamiento 82 Aplicación y cumplimiento de las normas 91

l.¡:i

93

PROBLEMAS

94

97

99

3. METEOROLOGÍA

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11

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3.1 3.2 3.3 3.4 3.5 3.6 3.7 3.8 3.9 3.1 O

11 .i\1 'J,'

3.11 3.12

Introducción 99 Radiación solar 100 Circulación del viento 103 Tasa de cambio 109 Condiciones de estabilidad 113 Perfil de velocidad del viento 120 Altura máxima de mezclado 124 Rosa de los vientos 126 Turbulencia 128 Características generales de las plumas de las chimeneas 130 Efecto de isla calórica 135 Circulación global de los contaminantes 136

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PREGUNTAS

138

11

PROBLEMAS

138

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BIBLIOGRAFIA

PREGUNTAS

184

PROBLEMAS

185

BIBLIOGRAFIA

Introducción 143 El modelo de difusión turbulenta 144 La distribución gaussiana o normal 146 El modelo gaussiano de dispersión 148 Evaluación de las desviaciones normales 154 La concentración máxima en línea, a nivel del suelo

5.1 5.2 5.3 5.4 5.5 5.6 5.7

5.8 5.9 5.1 o

190

193

Introducción 193 Distribuciún y l'uentes de la materia particulada Eficiencia de colección de partículas 203 Distribuciún de las partículas 211 Velocidad terminal o de asentamiento 219 Depositación de partículas de chim~neas 224 Diseño de campanas y duetos 230 Mecanismo de colcccicm de las partículas 233 Equipo de control de partículas 235 Comparación de los equipos de control de partículas 300 PREGUNTAS

304

PROBLEMAS

305

BIBLIOGRAFIA

143

6.1 6.2 6.3 6.4 6.5 6.6 6.7 6.8 6.9 6.1 O

162

6.11 6.12

196

323

6. CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

140

4. DISPERSIÓN DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA 4.1 4.2 4.3 4.4 4.5 4.6

Cálculo de la altura efectiva de la chimenea 165 Algunas otras consideraciones con respecto a la dispersión gaseosa 171 Apéndice - Deducción de la ecuación tipo gaussiano de dispersión 180

5. PARTICULAS

PREGUNTAS BIBLIOGRAFIA

7

327

In troducci!m 32 7 Adsorción 328 La onda de adsorciún 337 Análisis transitorio de una onda de adsorción 340 Regeneraciún de un lecho de adsorcicm 347 Absorción 349 Diseño básico de una torre empacada de absorción 358 Determinacicm de la altura de una torre de absorción 3 72 Fundamentos de la cinética química 383 Cinética de la formacic>n del monóxido de carbono 391 Control de la emisic>n del monóxido de carbono 394 Incineración o combustión auxiliar 397

CONTENIDO

8

6.13

:¡

9.3

Cinética y catálisis de la reacción en los procesos de combustión auxiliar 416 PREGUNTAS

422

PROBLEMAS

423

BIBLIOGRAFIA

CONTENIDO

9.4 9.5 9.6

431

9.7 433

7. CONTROL DE LOS ÓXIDOS DE AZUFRE 7.1 7.2 7.3 7A

464

PROBLEMAS

464

BIBLIOGRAFÍA

8.4 8.5 8.6 8.7

PREGUNTAS

530

PROBLEMAS

530

BIBLIOGRAFIA

465

467

10.1 10.2 10.3 10.4 10.5 10.6

Introducción 467 Fuentes y concentraciones del NOx 468 Termodinámica de la formación del NO y el N0 2 473 Cinética de la formación del monóxido de nitrógeno en los procesos de combustión 479 Formación de NOx a partir del nitrógeno del combustible 489 Métodos de control de combustión para el NOx de fuentes estacionarias 490 Métodos de control de los gases de la combustión para el NOx 499

10.8 10.9 10.10 10.11

PREGUNTAS

504

10.14

PROBLEMAS

505

BIBLIOGRAFIA

El oxígeno monoatómico y la formación del ozono 511 Papel de los óxidos de nitrógeno en la fotooxidación 512 Los hidrocarburos en la fotoquímica atmosférica 515 Los oxidantes en el neblumo fotoquímico 520 Reactividad de los hidrocarburos 522 Historia cotidiana de los contaminantes en el neblumo fotoquímico 524 Oxidación del c;lióxido de azufre en atmósferas contaminadas 526

531

10. FUENTES MOVILES

8. CONTROL DE LOS ÓXIDOS DE NITRÓGENO EN FUENTES ESTACIONARIAS 8.1 8.2 8.3

9.9

Introducción 433 Termodinámica y cinética de la formación del dióxido de azufre 43 7 Métodos generales de control 440 Procesos de desulfuración de los gases de la combustión 445 PREGUNTAS

9.8

9

10.7

10.12 10.13

Introducción 533 N armas de emisión para automóviles 534 Gasolina 535 Origen de las emisiones del escape de motores de gasolina 537 Emisiones evaporativas y del cárter 545 Reducción de las emisiones por cambios en el combustible 547 Reducción de las emisiones por cambios en el diseño de los motores 548 Reactores externos 552 Motores de carga estratificada 555 Motores rotativos de combustión 556 Fuentes opcionales de energía para vehículos 558 Emisiones de los motores diescl 561 Emisiones de los motores turborrotatorios y de las turbinas de gas 5 65 Combustibles opcionales y su utilización 5 75 PREGUNTAS

506

PROBLEMAS

581

509 11. CONTROL DE LOS OLORES

9.1

9.'2

Introducción 509 Termodinámica de las reacCiones fotoquímicas

..

579 580

BIBLIOGRAFIA

9. REACCIONES FOTOQUÍMICAS ATMOSFÉRICAS

533

509

11.1

Introducción

585

585 //

CONTENIDO

10

11.2 11.3 11.4 11.5 11.6 11.7

El sentido del olfato y las teorías de los olores 586 Propiedades físicas de las sustancias olorosas Técnicas de medición de los olores 590 Valores de umbral de los olores 595 Aplicaciones de las mediciones de los olores Métodos para el control de los olores 599 PREGUNTAS

604

PROBLEMAS

604

BIBLIOGRAFIA

588

Prólogo 596

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APENDICE A.

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A.l A.2 A.3 A.4 A.5 A.6 /\.7 A.8

INSTRUMENT ACION

Introducción 607 Tren de muestreo 607 Análisis de partículas 609 Análisis de gases 611 Monitoreo del monóxido de carbono y los hidrocarburos 620 Métodos de monitoreo para el dióxido de azufre Monitoreo para los óxidos de nitrógeno 622 Monitoreo de los oxidantes fotoquímicos 624 BIBLIOGRAFIA

111'

11

rl.3 B.4 B.5 B.6

021

624

APENDICE B. MAGNITUDES DE MEDICION

B.l B.2

607

627

Factores de conversión 62 7 Constante universal de los gases y la aceleración grayjtacional 628 Propiedades del aire 628 Masa molar de diversas sustancias, 1\.1 628 Valores de la función de error, erf x 629 Entalpía del aire como un gas ideal 630

Respuestas a los problemas con numeración impar

63J

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In dice

637

La primera edición en inglés de este libro ha sido ampliada en tres grandes áreas. Primero, se añadió material nuevo en varios de los capítulos a fin de ampliar la esfera de acción de éstos. Por ejemplo, se presenta una mús completa exposición de las distribuciones de las partículas, junto con el material sobre eficiencias de colección, fraccionarias y totales. Ademús, se ha incluido un análisis matemático de la onda de absorción y su comportamiento transitorio. En segundo lugar, se ha actualizado el material viejo, o eliminado el que ya no resultó apropiado. Un ejemplo importante de esto lo constituye la reedición completa de la secciún sobre desulfuración de los gases de combustión. El capitulo sobre fuentes móviles también se revisó y presenta los cambios en la tecnologla o la legislación. Finalmente, se añadieron numerosos problemas nuevos (y se han eliminado algunos de losantiguos). Esto se hizo de acuerdo con la filosofía general de los autores de que el lector de este texto se ha de ver expuesto a los aspectos tanto cuantitativos como cualitativos del control de la contaminación del aire. Los datos para estos nueyos problemas se presentan tanto en unidades inglesas convencionales como en unidades SI. Se ha dado mayor énfasis en las unidades SI que el que se dio en la primera edición. i'\o obstan te, un estudian te del control de la contaminación del aire debe conocer un gran número de diversas unida.dcs de ingeniería. Para reducir este problema, el Apéndice B contiene tablas de convcrsiún para algunas unidades de uso común en el campo. Es nuestro interés que el material sea apropiado para ingenieros que deseen iniciarse en el campo de la contaminación del aire y su control. Se supone cierta comprensión de los fundamentos de la termoll

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PROLOGO

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dinámica, incluyendo algunos conocimientos del equilibrio químico de las mezclas de gases ideales. Se presentan en el texto los principios requeridos de la cinética química, que son importantes para comprender mejor el origen y persistencia de numerosos contaminantes. También se hace un repaso de algunos de los principios básicos de la transferencia de masa, antes de presentar los métodos de control que impliquen la absorción. La nueva edición presenta información sobre cuatro áreas amplias e intereses en el campo de la contaminación del aire: 1) efectos de los contaminantes en la salud y el bienestar, 2) las leyes y reglamentos federales que se han promulgado en un intento por lograr una calidad razonable del aire ambiente, 3) modelado de la dispersión atmosférica de los contaminantes y 4) enfoques generales y específicos para control de emisiones-en pequeña y gran escala, móviles y estacionarios, combustibles y no combustibles. Los mecanismos responsables para la efectividad de un dispositivo dado de control se tratan con cierta profundidad. Se estudia brevemente la instrumentación requerida para el control preciso y confiable de los contaminantes, puesto que se dispone de innumerables artículos y libros sobre dicho tema en la literatura actual. Se presentan algunos datos económicos con propósitos de comparación. Sin embargo, la inflación afecta notablemente los costos de construcción y operación, de manera que no se presenta una lista completa de los factores de costo. Igual que en la primera edición, no se ha intentado cubrir en su totalidad el campo del control de la contaminación del aire. El espacio dedicado a un tema en especial, así como la omisión de otros, queda a discreción de los autores. Se presentan constantemente nuevos métodos de control y medición; se promulgan continuamente leyes y observaciones nuevas o modificadas- Solamente un examen periódico de la literatura existente permitirá mantenerse al día acerca de los avances en el área de los procesos de control de la contaminación del aire. Kenneth Wark Cecil F. Warner

Símbolos

LETRAS UTILIZADAS COMO SIMBOLOS

A a B

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Coh Cp

D DL d

E

e F G

g gc H

H,

Arca de la sección transversal Coeficiente de absorción de la luz Aceleración Intensidad del campo magnético Concentración Coeficiente de arrastre Coehctente de nebulosidad Calor específico a presión constan te Constante dieléctrica Difusividad de la masa Coeficiente de difusión de la fase líquida Distancia Diámetro de la chimenea Energía de activación Fuerza del campo eléctrico Carga eléctrica Parámetro dimensional en la evaluación de la elevación de la pluma Fuerza Gasto del gas Aceleración de la gravedad Constante gravitacional Altura efectiva de la chimenea Altura de la cámara de asentamiento por gravedad Altura de una unidad de transferencia 13

14

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SIMBO LOS

Altura verdadera de la chimenea Entalpía Elevación de la pluma Intensidad de la luz Permeabilidad del polvo Coeficiente de difusión de turbulencia Coeficiente de transferencia de masa Coeficiente de dispersión Factor de corrección de Cunningham Constante de equilibrio de los gases ideales Constante de Boltzmann Coeficiente de transferencia de masa Constante Relación entre los calores específicos, cpfcv Longitud Gasto Límite de la visibilidad Masa molar (peso molecular) Masa Indice de refracción Un millón Btu Transferencia de masa por tiempo unitario y masa unitaria Número de partículas por volumen unitario Número de partículas por debajo de un tamaño dado Número de vueltas efectivas en un ciclón Número de impactación Número de unidades de transferencia Exponente del perfil de velocidad del viento Número de partículas por tamaño diferencial Presión Intensidad dd olor Presión Emisión de masa, masa por unidad de tiempo Gasto volumétrico Emisión de calor, energía por unidad de tiempo Carga eléctrica Fuerza por longitud unitaria de la fuente de emisión Can ti dad de transferencía de calor Constante de los gases ideales Radio Resistencia de las partículas Número de Reynolds, D V P/ Jl Radio (de la partícula) Retraso del filtro

U.TRAS GRIFGAS COMO SIMBO LOS

Concentración del olor Distancia de separación Coeficiente de dispersión de la luz S Temperatura T T¡rac Transmisión fraccionaria de la luz Tiempo t Energía interna u Velocidad del viento Velocidad V Volumen Voltaje Volumen específico V Masa del adsorbente Jf Ancho Velocidad de desviación w Logaritmo del diámetro de la partícula Interacción del trabajo Relación molar de la fase líquida X Distancia o coordenada X Fracción molar xs Distancia de detención Y Relación molar de la fase gaseosa y Distancia o dirección Fracción molar de la fase gaseosa ;:, Distancia o dirección LETRAS GRIEGAS COMO SIMBOLOS r¡

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Eficiencia Pote!1cial de temperat:trél Gradiente de temperatura vertical 2.dib
15

SIMBO LOS

16

SUBINDICES a

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y

Atmósfera Gas portador Fase gaseosa Especie de orden i Fase líquida Masa meiliana Valor molar Número mediano Valor total de la fase gaseosa Valor total de la fase líquida Solvente Chimenea Basado en la fracción molar de la fase líquida Basado en la fracción molar de la fase gaseosa

Capítulo 1

Efectos y fuentes de los contaminantes del aire

1.1

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INTRODUCCION

La contaminación del aire forma parte de la vida moderna. Es la consecuencia de la manera como se construyen nuestras ciudades, la contaminación del aire es un residuo de los métodos como se producen nuestras mercancías, las transportamos junto con nosotros y generamos la energía para calentar e iluminar los lugares donde vivimos, nos divertimos y trabajamos. La causa principal de toda la contaminación del aire es la combustión, y ésta es esencial para el hombre. Cuando ocurre la combustión perfecta o teórica, el hidrógeno y el carbono del combustible se combinan con el oxígeno del aire para producir calor, luz, dióxido de azufre y vapor de agua. Sin embargo, las impurezas del combustible, una incorrecta relación entre el combustible y el aire, o temperaturas de combustión demasiado altas o demasiado bajas son causa de la formación de productos secundarios, tales como monóxido de carbono, óxidos de azufre, óxidos de nitrógeno, cenizas finas e hidrocarburos no quemados -todos ellos son contaminantes del aire. La contaminación del aire no es un fenómeno reciente. En 1272, el Rey Eduardo 1 de Inglaterra trató de despejar los cielos llenos de humo sobre Londres, al prohibir el uso del "carbón marítimo".* El Parlamento Británico ordenó torturar y ahorcar a un hombre que vendía y consumía dicho carbón. Durante el reinado de Ricardo 11

*(N.T. así llamado porque se transportaba por vía marítima).

17

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18

EFECTOS Y rUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

CASOS GRAVES DE CONTAMINACION DEL AIRE

19

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(1377 -1399) y más tarde durante el reinado de Enrique V ( 1413-1422), se tomaron medidas en Inglaterra para reglamentar y rest¡;ingir el uso del carbón (1). Una de las primeras publicaciones de que se tiene conocimiento y que trata de la contaminación del aire, es un panfleto publicado en 1661 por orden realdeCarlosll: "Fumifugium;o cómo. disipar las inconveniencias del aire y el humo de Londres;junto con algunas soluciones propuestas con toda humildad" escrito por J ohn Evelyn, miembro fundador de la Royal Society ( 1). El uso del carbón para generar energía fue un importante factor en la Revolución Industrial, que formó la base de nuestra sociedad tecnológica actual. Lamentablemente, la contaminación y degradación del ambiente está estrechamente asociada con los beneficios de la sociedad tecnológica. Parece ser que una ordenanza de 1895 es uno de los primeros intentos legales para controlar la contaminación en Estados Unidos; esta ordenanza consideraba ilegal que se viera salir vapor del escape de los automóviles de vapor. Procesos naturales, como por ejemplo incendios forestales, descomposición de la vegetación, tormentas de polvo y erupciones volcánicas siempre han contaminado el aire. A pesar de que la producción mundial total de muchos de los gases y materias particuladas, reconocidos como contaminantes es mucho mayor cuando procede de fuentes naturales que cuando procede de fuentes producidas por el hombre, la distribución y dispersión globales de dichos contaminantes resultan en concentraciones promedio de un bajo valor. Mediante la precipitación, oxidación y absorción en los océanos y el suelo, la atmósfera se puede limpiar por sí sola si se le da el tiempo suficiente (2, 3). Además, los contaminantes producidos por el hombre se concentran por lo general en regiones geográficas de poca extensión; por tanto, la mayor parte de la contaminación del aire la provoca el hombre. Solamente en Estados Unidos se descarga anualmente a la atmósfera más de 200 millones de toneladas de residuos gaseosos, sólidos y líquidos. En realidad, la tasa a la que se descargan los contaminantes a la atmósfera en regiones densamente pobladas, excede a veces la tasa de limpieza de la atmósfera. 1.2

CASOS GRAVES DE CONTAMINACION DEL AIRE

Aunque ya en 1272 se observó una limitada contaminación, es sólo en años relativamente recientes que ha llegado a ser un problema serio, considerando la historia total de la humanidad. En diciembre de 1930, una región altamente industrializada del valle del Meuse, en Bélgica, se cubrió durante 3 días de una espesa niebla, por lo que

cientos de personas enfermaron y 60 murieron -más de 10 veces el número normal. Poco después, una espesa niebla cubrjó el área de Manchester y Salford en Inglaterra durante 9 días, en enero de 1931, murieron 592 personas -lo que nuevamente representaba un considerable incremento en la tasa de mortalidad. En 1948, en Donora, Pennsylvania, un pequeño pueblo en donde había plantas químicas y acererías se cubrió por una niebla durante 4 días, y enfermó casi la mitad de sus 14,000 habitantes. Murieron veinte personas. Diez años después, los residentes de Donora que habían estado gravemente enfermos durante aquel episodio mostraron una tasa más alta de enfermedad y morían antes que el promedio de todos los habitantes. En 1873, una niebla cubrió Londres y causó 268 muertes por bronquitis. No fue hasta que una gran capa de niebla cubrió Londres en 1952 cuando se hizo totalmente evidente el siniestro potencial de la contaminación del aire. La niebla duró desde el5 de diciembre hasta el 8 de mismo mes, y 10 días después se supo que el número total de muertes en la región principal de Londres sobrepasaba en 4,000 al promedio. Las estadísticas indicaron que casi todos los que habían muerto inesperadamente tenían antecedentes clínicos de bronquitis, enfisema o trastornos cardiacos, y que las personas clasificadas en la última categoría, eran las más vulnerables. Nuevamente, en enero de 1956, se produjeron 1,000 muertes más debido a una extensa niebla. Ese año, el Parlamento promulgó una Ley de Aire Puro y Gran Bretaña inició un programa para reducir la combustión de carbón bituminoso (4). Las condiciones del neblumo en Los Angeles, Nueva York, Chicago y otras grandes ciudades de Estados Unidos, se comentan con frecuencia en los periódicos. · El uso indebido de los recursos del aire en Rusia no difiere mucho de los Estados Unidos. A pesar de que la producción anual actual de automóviles en Rusia es la décima parte de la de los Estados Unidos, la mayoría de las ciudades de Rusia experimentan grados variables de contaminación ambiental. Las ciudades situadas en valles o en regiones montañosas son especialmente propensas a experimentar peligrosos niveles de contaminación ambiental. Por ejemplo, en ciudades de Armenia, construidas sobre terrenos accidentados, las normas establecidas de salubridad para el monóxido de carbono a menudo se infringen. De igual manera, Magnitogorsk, Alma Ato y Chelyabinsk, con sus industrias metalúrgicas, están frecuentemente cubiertas de una neblina azul oscuro. Como Los Angeles, Tbilisi, la capital de la República de Georgia, tiene neblumo casi 6 meses al año. Leningrado tiene 40 por ciento menos horas diurnas de claridad que el cercano pueblo de Pavlovsk (5 ).

NATURALFZA GFNI RAL DF LOS PROBLLMAS DI· C'ONTAMINAC'ION

El'EC'TOS Y l'UENTFS DI: LOSCONTAMINANHS DFL AIRE

20

21

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1.3

cantidad de energía consumida (directa o indirectamente) por dicho ciudadano. En otras palabras, la disponibilidad y uso de la energía es un requisito para un alto nivel de vida. Resulta sorprendente el transformar la experiencia estadounidense en términos globales. Un aumento en la demanda de energía pcr cápita, similar a la experimentada en la Alemania Occidental y Estados Unidos, en combinaciím con el aumento global de población podrían dar por resultado emisiones no controladas de contaminantes ambientales, en proporciones catastrúficas. En el pasado, la industria, la agricultura y los contaminadores individuales encontraron que era más econúmico descargar a la atmÍ>sfera los productos de desecho que controlarlos. Por lo general, la organización o actividad que causaba la contaminación no sufría las consecuencias de la misma; del mismo modo, los que se beneficiaban de la reducciím en la contaminación del aire, por la instalación de equipos de control, no contribuían directamente al costo de dicho equipo. En años recientes, según el público se preocupa cada vez más por los problemas de contaminaciÍ>n ambiental, se ha llegado a considerar el aire como un demento del dominio público. Por tanto, se considera a la contaminaciím del aire como un problema público, que no solamente concierne a los responsables de la contaminación sino también a quienes podrían sufrir las consecuencias. Por tanto, las leyes de algunos países permiten a un individuo o grupo de individuos demandar directamente a una organización o compañía que contamine esa parte propiedad del dominio público. El control racional de la contaminación del aire, se apoya en cuatro suposiciones básicas (7).

NATURALEZA GENERAL DE LOS PROBLEMAS DE CONT AMINACION DEL AIRE

Sólo existe una cantidad finita de aire, tierras y recursos hidráulicos y, según aumenta la población, disminuye la porción disponible para cada persona. Desde la formación del mundo hasta 1900, la población llegó a 1, 700 millones. Para 197 4, la población mundial era de 3,900 millones y se estima una impresionante cifra de 7,000 millones para el año 2000. La población de Estados Unidos ha seguido la misma tendencia. Además, los avances tecnológicos en el campo de la agricultura han reducido notablemente el número de empleos en las áreas rurales. Como sucede en otros países desarrollados, dos tercios de la población vive en áreas urbanas que ocupan casi 1 por ciento del terreno. El crecimiento suburbano y las supercarreteras han hecho posible que más gente pueda viajar a mayores distancias y así converger más rápidamente a nuestras ciudades. Por tanto, una población creciente, combinada con un alto nivel de vida, ha llevado a una producción y concentración drásticamente intensificadas de contaminantes del aire en áreas localizadas. Durante un período reciente en el que se duplicó la población de Estados Unidos, hubo un aumento cuatro veces mayor en el producto nacional bruto (PNB) y un aumento en la producción de energía eléctrica multiplicado por un factor de 1.3. Para países desarrollados o en desarrollo, parece existir una estrecha rdación entre d producto nacional bruto per cápita (nivd económico) y d consumo de energía per cápita. Esto se ilustra con datos para países escogidos, tomados del estudio de Cook "para el flujo de energía en una sociedad industrializada (6). Todos los valores de la siguiente tabla son aproximados. Estos datos indican que la cantidad de artículos y servicios de que disfruta un ciudadano está estrechamente relacionada con la

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50 450 600 900 1,450 1,500 1,900 2,850

5 20 30 70 85 117 130 180

10 22 20 13 17 13 15 16

1

l. El aire es di'/ dominio público. Tal suposición es necesaria si ~e ha de tratar la contaminaciém del aire como un problema público, concerniente no súlo a quienes causan la contaminación, sino también a quienes pudieran sufrir las consecuencias. 2. La contaminación del aire constituye un concomitante inevitable de la vida moderna. Existe un conflicto entre las preocupaciones econúmicas y biolúgicas del hombre; en otro tiempo, no se reconoció este conl1icto como tal, sólo después de que oé:urrieron desastres debidos a contaminación del aire. Se necesita establecer sistemáticamente normas y programas a fin de conservar la atmósfera para que cumpla su función biolíJgica más esencial. 3. Se ¡meden aplicar los conocimientos cientzficos para delinear las normas públicas. La información acerca de las fuentes y efectos de la contaminación del aire dista mucho de ser completa, y se debe trabajar mucho a fin de crear dispositivos y

22

¡,

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

DEHNICION Y LISTA GENERAL DE LOS CONTAMINANn:s

métodos de control. No obstante, se dispone de suficiente información para lograr reducciones considerables en los niveles de la contaminación del aire. El hombre no tiene que abandonar ni su tecnología ni su forma de vida, pero sí debe usar sus conocimientos. 4. Los métodos para reducir la contaminación del {Jire no deben aumentar dicha contaminacz"ón en otros sectores del ambiente. Ciertas industrias reducen los desechos en el aire disolviéndolos en agua y vertiendo esta agua contaminada en los ríos. Por ejemplo, una proposición para reducir el dióxido de azufre emitido por plantas de energía eléctrica que consumen carbón, resulta en la formación de grandes cantidades de desechos sólidos o líquidos. Estos métodos no solucionan los problemas de contaminación del aire.

Tabla 1.1 Composición química del aire atmosférico seco.

!

Nitrógeno Oxígeno Argón Dióxido de carbono Neon Helio Metano Criptón Hidrógeno Xenón Dióxido de nitrógeno Ozono

78.084 20.946 0.934 0.033

Concentración (ppm)a

± 0.004 ± 0.002 ± 0.001 ± 0.001

780,900 209,400 9,300 315 18 5.2 1.2 0.5 0.5 0.08 0.02 0.01-0.04

FUENTE: Handbook of Air Pollution, Publicaciones PHS AP-44 (PB 190-247), 1968 (40). a ppm es una abreviatura de partes por millón.

1.4

i ¡,

Volumen (por ciento)

Sustancia

2j

DEFINICION Y LISTA GENERAL DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

Antes de poder formular leyes y reglamentos que se puedan poner en vigor a fin de controlar la contaminación del aire, es necesario definir el término contaminación del aire. "Se han propuesto muchas definiciones. Una de ellas es la siguiente: Se puede definir la contaminación del aire como la presencia en la atmósfera exterior de uno o más contaminantes o sus combinaciones, en cantidades tales y con tal duración que sean o puedan afectar la vida humana, de animales, de plantas, t) de la propiedad, que interfiera el goce de la vida, la propiedad o el t:;jercicio de las actividades." De un modo similar, las leyes del estado de Wisconsin definen la contaminación del aire como " ... la presencia en la atmósfera de uno o más contaminantes en cantidades y duración tales que sean o tiendan a ser perjudiciales a la salud o el bienestar humanos, la vida de los animales o de las plantas, o que interfiera el goce de la vida o la propiedad." Todos los estados de Estados Unidos poseen una definición similar. La ley del estado de Wisconsin define además, los contaminantes como " ... polvo, vapores, niebla, líquidos, humo, otras materias particuladas, vapor, gas, sustancias olorosas, o cualquier combinación de las mismas, pero que no incluirá el vapor de agua no combinado." Un método para ddinir un contaminante del aire consiste, primero en especificar la composición del aire atmosférico seco, "limpio" o "normal", y luego clasificar todos los otrQs materiales o las cantidades aumentadas de dichos materiales presentes en la composición del aire atmosférico, como contaminantes, si su presencia daña a personas, plantas, animales o materiales. En la tabla 1.1 se muestra la compusi-

ción química del aire atmosférico seco, que se encuentra usualmente en las áreas rurales y sobre el océano, lejos de las masas de terreno. El aire atmosférico contiene también de 1 a 3 por ciento en volumen de vapor de agua, y trazas de dióxido de azufre, formaldehído, yodo, cloruro de sodio, amoniaco, monóxido de carbono, metano y un poco de polvo y polen. Ahora bien, según la definición antes presentada, el monóxido de carbono, los vapores de los hidrocarburos, o el ozono en concentración mayor de 0.04 ppm, se considerarían como contaminantes del aire. En la actualidad, ni el dióxido de carbono ni el vapor de agua no combinado se considera como contaminante. Esta situación podría cambiar, puesto que la descarga a la atmósfera de cualesquiera de estas sustancias en cantidades cada vez mayores, podría resultar en un cambio significativo de la temperatura atmosférica global. De igual manera, ciertos olores que ahora se consideran molestias más bien que contaminantes pueden considerarse como contaminantes. Es común expresar la cantidad de un contaminante gaseoso presente en el aire como partes por millón (ppm). Así

1 volumen de contaminante gaseoso 6

10 volúmenes de (contaminante+ aire)

= 1 ppm

0.0001 por ciento en volumen= 1 ppm

24

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DFL AIRE

La masa de un contaminante se expresa como microgramos de contaminante por metro cúbico de aire. La fórmula es

1!1111

miCrogramos / 3 'b' =JJ.g m metro cu 1co

!~ ~

i,!!

¡¡

'l!i

¡:i 11'

::;1 1,:

mcont

Pcont Vcont

PMcont

Vcont

i,

Vaire

Vaire

PcontRu T

V aire

---=

Solución

1 por ciento en volumen= 1 por ciento por mol= 10 4 ppm

A 25°C y una presión de 101.3 kPa (1 atm) la relación entre las partes por millón y los microgramos por metro cúbico se encuentra de:

¡ij!l

PMcont

Por tanto, 1.5 por ciento en volumen es igual a 15,000 ppm de CO. Además, la masa molar (peso molecular) de CO es 28.0. La sustitución de estos datos en la ecuación ( 1.1) da tJ.g1m

i '!

donde se supone que el gas contaminante es un gas ideal y Mcont es la masa molar del contaminante. Si se toma P como 1 atm, T como 298°K, y Ru como 0.08208 atm· m 3 /kg mol· °K, la ecuación se reduce entonces a

¡1

,¡,

d;

\r

',,

':

~

¡:: ,,

mcont

••

Vaire

=

Vcont

Mcont

Vaire

24.5

3 -

-

15,000 (28.0) X 1 03 24.5

= 17.1

X 10 6

3 Hay 10 microgramos (JJ.g) en 1 miligramo (mg). Por tanto, la concentración de CO en las unidades deseadas es .. Concentracwn de CO

donde la masa del contaminante por unidad de volumen está expresada en kg/m 3 . Finalmente, al multiplicar el lado derecho por 10 9 para convertir la masa a microgramos, y al dividir por 10 6 de manera que se pueda expresar Vcontf V aire como partes por millón, se obtiene entonces que la relación entre JJ.g/m 3 y ppm, a 1 atm y 25°C es igual a

11·:

25

Se efectúa la conversión de los datos, de por ciento en volumen a partes por millón considerando que

11' r!!,' 1

DFFINICION Y LISTA GFNERAL 01.: LOS CONTAMINANTFS

=

17.1 X 10 6 (tJ.g/m 3 ) 1 O3 (JJ.g/mg)

= 17.1

X 10 3 mgjm 3 , ,

La concentración de CO se verá notablemente reducida cuando el gas del escape entra en la atmósfera. En contraste con el valor anterior, la norma federal estadounidtcnse por la atmósfera ambiente es de sólo 1 O mgfm 3 (con base en una medición de 8 h ). Ejemplo 1.2

1.11

1 ,¡!

JJ.g/m3

Ji1'1:

,ppm X peso molecular 10 3 24.5 ( )

( 1.1)

'1Ir

~

1

11

li Pi: ,¡

f

i

Para las condiciones de 1 atm y 0°C (273°K) la constante en el denominador se convierte en 22 .41. A veces las concentraciones se expresan también en partes por billón (ppb*) o partes por ciPn millnnes (ppcm). Los siguientes ejemplos ilustran los cálculos necesarios para convertir de un sistema de unidades a otro. Ejemplo 1.1

La concentración diaria promedio del dióxido de azufre se observa 3 que es 415 tJ.g/m a 25°C y 1 atm para una localidad dada. ¿cuál será la concentración de so2 en partes por millón?

Solución La masa molar del dióxido de azufre es de 64.0. La sustitución en la ecuación ( 1.1) dará 415 flg/m 3

(ppm)(64.0)(10 3 ) 24.5

11

,,·1

1

El gas del escape de un automóvil contiene 1.5 por ciento en volumen de monóxido de carbono. ¿cuál será la concentración de CO en miligramos por metro cúbico (mg/m 3 ) a 25°C y 1 atm de presión? *(N.T. ppb equivale a ppmm, esto es partes por mil millones).

Resolviendo para la concentración de S0 2 en partes por millón, se encuentra que ppm

415(24.5) 64.0

X

10 1

0.1.59

Ef'ECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DFL AIRE

26

1

' \,¡ [ii ¡'

f!i

Esta concentración es superior a la norma federal ambiental primaria de 0.14 ppm (basándose en un valor promedio de 24 h) presentada en la tabla 2 .l. Ejemplo 1.3

!~ ! '

Se observa que la concentración de ozono en una estación urbana de monitoreo es de 118 J.lg/mJ. ¿Excede este valor la concentración en contrada en el aire seco normal?

Solución La masa molar del ozono (0 3 ) es de 48.0. Sustituyendo los valores apropiados en la ecuación ( 1.1) y resolviendo para la concentración en partes por millón, se encuentra que 118(24.5) = 0.060 ppm = 48( 10 3 )

La concentración del ozono en aire seco normal como aparece en la 3 tabla 1.1, varía de 0.01 a 0.04 ppm. Por tanto, el valor de 118 J.lg/m , que corresponde a 0.060 ppm, excede al valor tabulado. Ejemplo 1.4

1 1

~'

~.'

Se encontró que la concentración máxima del polvo en la atmósfera durante un período de 24 h, era de 0.000130 granos por pie cúbico seco normal (grfpic 3 s(n)). ¿cuál será la concentración equivalente en microgramos por metro cúbico?

DEFJNICION Y LISTA GENERAL DE LOS CONTAMINANTES

27

l. Materia particulada o partículas. 2. Compuestos que contienen azufre. 3. Compuestos orr--ánicos. 4. Compuestos que contienen nitrógeno. 5. Monóxido de carbono. 6. Compuestos halogenados. 7. Compuestos radiactivos. La materia particulada se divide frecuentemente en subclases, que incluyen polvo fino (menor de 100 11m de diámetro), polvo grueso (más de 100 J.lm de diámetro), vapores (0.001- 111m de diámetro) y neblinas (0.1 - 10 J.lm de diámetro). Los vapores son partículas formadas por condensación, sublimación o reacción química, y a veces se las designa como humo. Los vapores, humo, neblina y niebla forman una clase más amplia llamada aerosoles. Las materias 2 hasta 6 inclusive de la lista general anterior se pueden agrupar en dos amplias clasificaciones: contaminantes primarios y secundarios. Los contaminantes primarios son los emitidos directamente por las fuentes, mientras que los secundarios son los que se forman en la atmósfera por reacciones químicas entre los contaminantes primarios y las especies químicas que se encuentran usualmente en la atmósfera. La tabla 1.2 presenta una lista de los contaminantes primarios y secundarios para las clases de sustancias. Nótese que el dióxido de carbono ha sido colocado entre paréntesis en la tabla, ya que el C0 2 no se considera un contaminañte. No obstante, el aumento en la concentración mundial de co2 es la principal preocupación en lo que respecta a su efecto eventual. Las partículas, el monóxido de carbono, los óxidos de azufre, óxidos de nitrógeno, hidrocarburos, oxidantes fotoquímicos, asbesto, berilio y mercurio se tratan con algún detalle en las siguientes secciones.

Solución En el apéndice B se indica que 1 gr/pie 3 equivale a 2.29 gfm concentración= 0.000 130

= 298 p.gjm

2.29 g/_m3 1 grjp1e

•

Luego,

6

3

gr/pie 3 (

3

)(

10 p.g) g

3

Este valor es relativamente alto, y excede la norma federal para la calidad del aire ambiente en 24 h, de 260 11gjm 3 , para el mismo período de medición para las partículas- (como se muestra en la tabla 2.1 ). .\ continuación se presenta una clasificación general de los contaminantes del aire:

Tabla 1.2 Clasificación general de los contaminantes gaseosos del aire_ Clase Compuestos que contienen azufre Compuestos orgánicos Compuestos que contienen nitrógeno Oxidas de carbono Halógeno

Contantinantl's primarios

so2. H2S Compuestos de C t NO, NI-1 3 CO, (C02) 1-ICl, IIF

-

Contaminantes secundarios

Cs

SOJ, l-12 S04, MS04 a Cetonas, aldehidos, ácidos N02 l\l;\'0/' (Ninguno) (Ninguno)

a MS04 y MN03 dl'notan compuestos de sulfatos y nitratos, respectivamente.

--------------------------~-· -----·

¡¡

28

EHTTOS Y FUENTES DJ: LOS CONTAMINANTt:S DFL AIRl·.

LA MATFRIA PARTICULADA O PARTICULAS

29

1111

¡i:

1.5

1-1

LA MATERIA PARTICULADA O PARTICULAS

''1¡]:'

.¡

"ij i''l

1'

¡

il¡··_'_

~

1

-111;, 11¡

l

1

']¡:

Partícula es un término que se emplea para describir las materias sólidas y líquidas, dispersas y arrastradas por el aire, mayores que las moléculas individuales (las moléculas miden aproximadamente 0.0002 JJ.m de diámetro) pero menores de 500 JJ.m ( 1 JJ.m = 1 micrón= 10-4 cm). Las partículas en este rango de tamaño tienen una vida media en suspensión que varía desde unos cuantos s_egundos hast~ varios meses. Las partículas menores de 0.1 JJ.m cxpcnmentan movimientos brownianos aleatorios resultantes de la colisión con los moléculas individuales. Las partículas entre 0.1 y 1 JJ.m tienen velocidades de asentamiento en el aire estático que, aunque finitas, son pequeñas comparadas con las velocidades del viento. Las partículas mayores de 1 JJ.m tienen velocidades de asentamiento significativas, pero pequeñas. Las partículas por encima de aproximadamente 20 JJ.m, tienen grandes velocidades de asentamiento y se eliminan del aire por gravedad y otros procesos de inercia. Las ecuaciones para las velocidades de asentamiento se discuten con mayor detalle en la sección 5.5. Una porción de las partículas introducidas en la atmósfera por las actividades del hombre sirven como núcleos de condensación que influyen en la formación de nubes, lluvia y nieve. Algunas ciudades presentan una precipitación mínima definida, los domingos cuando las concentraciones de partículas son muy bajas. Se ha observado que la precipitación en La Porte, Indiana, a 30 millas al este de Chicago, es significativamente mayor que la de South Bend y Valparaíso, Indiana. Estas dos últimas ciudades están considerablemente más al este que la región de fuertes emisiones de partículas a lo largo de la orilla sur del lago Michigan.

•·1

il!

1.5.A Visibilidad y características atmosféricas afines

i

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Uno de los efectos más comunes de la contaminación del aire es la reducción de la visibilidad resultante de la absorción y dispersión de la luz por los materiales líquidos y sólidos arrastrados por el aire. La Yisibilidad se altera por las partículas que se forman en la atmósfera por las reacciones en la fase gaseosa. Aunque no son visibles, el dióxido de azufre, el vapor de agua y el ozono en grandes cantidades cambian las características de absorción y transmisión de la atmósfera. Se han realizado muchos esfuerzos en años recientes a fin de relacionar la concentración de los contaminantes llevados por el aire, y que han tomado la forma de plumas en la atmúsfera. La reclucci(m ele la visibilidad no sólo resulta cle~agradahlc para el incli\ iduo, sino que puede sufrir fuertes efectos psicolcJgicos . . \dem:ts, se presentan algunos peligros que afectan a la seguridad.

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11 !/

ll '1

1

1

¡,, Üiil

Dispersión y absorción de la luz El Glosario de Meteorolog{a (8) da la siguiente definición de visibilidad: En la práctica de observación del estado del tiempo en Estados Unidos, es la mayor distancia en una dirección dada, en la que sólo es posible ver e identificar con la vista solamente (sin ayuda) a) durante el día, un obieto oscuro prominente contra el ciclo del horizonte y b) durante la noche, una fuente conocida de luz, moderadamente intensa y de preferencia no enfocada. Después que se hayan determinado las visibilidades alrededor de todo el círculo del horizonte, se resuelven en un sólo valor promedio de visibilidad predominante, con el fin de rendir informes. La visibilidad depende tanto de la capacidad del ojo para distinguir un objeto que esté en contraste con el fondo, como de la transmisión de la luz a través de la atmósfera. Los cambios en el contraste con la distancia de observación se deben a que a) se introduce luz adicional en la línea de mira o ó) se disipa luz en la línea de mira debido a las condiciones de la atmósfera. En ambos casos, el contraste entre el objeto y el fondo se reduce a cero. Cuando el ojo no puede distinguir la diferencia entre el objeto y el fondo, se dice que el objeto está más allá del límite de visibilidad. La alteración antes mencionada en el contraste se debe a la absorción y dispersión de la luz por las partículas presentes en la atmósfera.

Si las moléculas del aire fueran el único factor en la atenuación de la luz, se podría calcular una visibilidad de más de 15 O millas basándose en la teoría de dispersión de Raylcigh. El humo de Indianápolis reduce a menudo la visibilidad a menos de 3 millas y a veces hasta casi de 1 milla (9). Según Black tin ( 1 O), las partículas de polvo con una concentración de 2,000/cm 3 pueden ocultar una montaña a 50 millas, mientras que una concentración de 100,000/cm 3 puede reducir la visibilidad a 1 milla. Una concentración de N0 2 de 8 a 10 ppm reduciría probablemente la visibilidad a cerca de 1 milla. Por esta razón, deberá haber atenuación de la luz por otros medios además de la dispersión de Rayleigh. Debido a sus características de absorción, el N0 2 hace que el cielo luzca ligeramente pardo además de reducir la visibilidad. Una concentración de 0.1 ppm de N0 2 probablemente no se notaría, mientras que 1.0 se podría detectar a simple vista. La norma sobre la calidad del aire ambiente en el estado de California, para el N0 2 , se fijó a 0.25 ppm, principalmente,sobre la base de los efectos de coloración. Considérese un objeto iluminado por un rayo de luz de intensidad 1, a una distancia x del observador. La luz al pasar por un incremento de distancia dx, se reduce por absorción y dispersión en una cantidad di que es proporcional a la intensidad /. Middleton (11) ha demostrado que dl

=

-aldx

(1.2)

donde a es el coeficiente de extinción, y el signo negativo indica que la intensidad se reduce a lo largo del recorrido de la luz por la atmós-

30

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

fera. La integración sobre la longitud del recorrido, desde O hasta d da (para a constante),

i r

1 = 10 exp( -od)

1

11!

1·~·

f~i, f¡':¡ll

¡l¡:¡i ,¡,,,

5.--.--.--.--.---.--.--.--.---.--~~~

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1

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2

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20

22

24

4rrr(m- 1)/X

1

l)i'

1 = 10 exp[- (a+ s)d]

l¡'l:i

~i

1

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:

Ir ;

1 '1

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,1¡¡• . '

'

·¡111

't 'i' '

~¡¡:

llll

( 1.4)

donde a es el coeficiente de absorción y s es el coeficiente de dispersión. Por tanto, la transmitancia fracciona!, 1/10 , de la luz es una función tanto de la longitud d del recorrido y las cualidades de intercepción de las partículas. Los valores de los coeficientes de extinción son funciones de la longitud de onda de la luz incidente, del tamaño y forma de la partícula, como de las propiedades ópticas de las partículas. Además, l/10 es una función importante del ángulo de dispersión, esto es, el ángulo entre la dirección de la luz y la línea de mira del observador. La atenuación de la luz producida en la atmósfera por dispersión, se debe a partículas de un tamaño comparable a la longitud de onda de la luz incidente. Esto se conoce como la dispersión de Mie y es el fenómeno responsable de la reducción de la visibilidad atmosférica. La radiación solar visible cae aproximadamente dentro del rango de 0.4 a 0.8 p.m, con un máximo de intensidad de 0.52 p.m. Por tanto, las partículas sólidas y líquidas en el rango de los submicrones de 0.1 a 1 p.m son responsables de la disminución de la visibilidad. Es interesante observar que las partículas dentro de este mismo rango im::aden los pulmones y pueden conducir a severos problemas de salud. Mie (en Middleton ( 11)) desarrolló la siguiente expresión para el coeficiente de dispersión:

flil

~

( 1.3)

donde 1 es la intensidad ende ]0 es la intensidad original en x =O. El coeficiente a de extinción incluye los efectos tanto de la dispersión como de la absorción por las moléculas de gas y los aerosoles. Con frecuencia, es deseable separar los efectos de dispersión y absorción, en cuyo caso la ecuación ( 1.3) se convierte en

.,J

·

~

31

ID

1

j'~

LA MATERIA PARTICULADA O PARTICULAS

1

1

¡i

111!¡

¡, 11 ·1

¡r¡:: 11

~

s

!

=

NKTTr 2

( 1.5)

donde N es el número de partículas de radio r por unidad de volumen, y K es la relación entre el área de dispersión, o la relación del ; :área del frente de onda sobre la que actúa la partícula y el área de la ' .partícula. · En las referencias 12 y 13 se pueden encontrar valores de K para partículas escogidas. Cuando las partículas en el recorrido de la luz no son homogéneas, el valor de s será igual a la suma de los valores

!: il,, 1

'

Figura 1.1 Valor aproximado de la relación de dispersión, K, para esferas no absorbentes.

individuales de s de los diversos grupos de partículas. Luego, para la dispersión transmitida, n

s =

¿

N¡K¡TTr/·

( 1.6)

i=l

Para las esferas que no absorben, sino que dispersan la luz, Van de Hulst (13) presenta una curva que relaciona K con el término 41Tr(m - 1 )/"11. donde m es el índice de refracción de las partículas, res el radio de la partícula, y 'A es la longitud de onda de la luz incidente. La figura 1.1 es una reproducción de los datos de Van de Hulst. Al resumir algunas mediciones de las neblinas industriales en Inglaterra, Middleton ( 11) llegó a la conclusión de que el coeficiente de absorción a es más o menos igual al coeficiente de dispersión s. Se puede desarrollar de la manera siguiente una relación entre la concentración de las partículas en la atmósfera y la visibilidad. Por lo general, se supone que el límite inferior de la visibilidad para la mayoría de las personas cuando la intensidad de la luz (o el contraste) se reduce en 2 por ciento del rayo de luz no atenuado (algunos cxpc'rimentos muestran que esta reducción está" más cerca deiS por ciento). Sobre esta base, la distancia d en la ecuación (1.3) se vuelve idéntica a la visibilidad Lv, cuando se sustituye 0.02 en lugar · ad 0 ' 1c.
lnLJ

'g 1.. ~V

1

= -od

In(0.02) = -oLv _. 3.9 L vo

1.-:

%BIBLIOTECA. CAMPUS SUR

~

~

32

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

~ótese que Lv y a se deben expresar en unidades compatibles. En la deducción precedente, se supone que la densidad de la partícula entre la fuente y el observador es uniforme. Si se supone además que la atenuación se debe sólo a la dispersión Y que la materia particulada está en la forma de esferas del mismo tamaño y uniformemente distribuidas, es posible formular una ecuación aproximada para la visibilidad al combinar las ecuaciones ( 1.5) y (1.7). Esto resulta en, 5.2ppr

Lv

( 1.8)

= ---¡zc;

donde e es la concentración de las partículas en la dirección de mira, Pp es la densidad de la partícula y res su radio. Es necesario usar un juego compatible de unidades. Esta expresión indica que la visibilidad es inversamente proporcional al coeficiente de dispersión y a la concentración de partículas en la atmósfera, y en proporción directa al diámetro y gravedad !;!Specífica de las partículas. El mayor rango en valores posibles tiene lugar con las variables e y r. La visibilidad está 3 notablemente afectada por concentraciones mayores de 100 ¡;.gfm y por partículas con tamaños de 0.1 a 1.0 ¡;.m. Lamentablemente, como se indica en el capítulo 5, muchos de los dispositivos de remoción de partículas son más efectivos con partú:ulas de un tamaño mayor de 1 ¡;.m. El material particulado que se descarga a la atmósfera puede representar un pequeño porcentaje del peso total originalmente del gas en la chimenea, antes de su limpieza, pero su tamaño es muy efectivo en la reducción de la visibilidad. Hay una relación empírica (14) entre el rango visual y la concentración: L

\H;

) 1

J

,.' il'

i

1 1

j¡

1 1

'i

1

,,

11.,

U1i1:

~ 1.2 X 10 v~

e

3

(1.9)

donde e está en microgramos por metro cúbico y Lv está en kilómetros. Los datos indican que el valor real de Lv podrá ser 2 por ciento mayor o menor que el calculado por la expresión anterior. N o obstante, como una regla práctica, el producto de la visibilidad por la concentración, en las unidades expresadas para la ecuación ( 1.9) es alrededor de 1,000. La ecuación (1.9) constituye una estimación basada en condiciones típicas de las partículas en la atmósfera, mientras que la ecuación ( 1.8) representa la visibilidad para un tamaño dado de la partícula o para un tamaño medio apropiado de la partícula. Ambas ecuaciones pueden incurrir en considerable error cuando la humedad relativa exced"l del 70 por ciento. Por encima de este valor, las partículas tienden a formar pequeñas gotas de niebla como un resultado de las tendencias higroscópicas del material particulado bajo condi-

33

LA MATERIA PARTICULADA O PARTICULAS

dones de alta humedad relativa. Otras relaciones empíricas para los coeficientes de dispersión o límites de visibilidad aparecen en la literatura ( 15). Ejemplo 1.5 Considere gotitas de aceite de 0.6 ¡Jm de diámetro, suspendidas en el aire y expuestas a la radiación diurna. La densidad de las partículas se toma como 0.90 g/cm 3 • a) ¿cuál será la concentración de las partículas en microgramos por metro cúbico para una visibilidad de 1 milla, si el valor de K, el coeficiente de dispersión, es 4.1? b) ¿cuál será la concentración de unas partículas suspendidas con una densidad de 2.5 gfcm 3 y un diámetro efectivo de 1.0 ¡Jm, si el valor de K es 2.0 y la visibilidad se reduce a 5.0 millas?

Solución a) El valor seleccionado de K es razonablemente grande ya que el diámetro de la partícula está muy cerca del rango medio de la radiación visible. El pico de emisión tiene lugar a 0.52 ¡Jm para la radiación solar. La concentración de partículas suspendidas necesarias para una visibilidad de 1.0 millas se puede determinar por la ecuación (1.8). La sustitución de los valores anteriores da

e=

5.2 PpT _ 5.2(0.9)(0.3) KLv 4.1(1610)

=

2 .1 X 10-'4 g/m3

=

210 p.g/m3

A fin de obtener un conjunto de unidades consistentes, la distancia de 1 milla para Lv ha sido sustituida por 1,61 O m. b) En este caso se obtiene la solución igual que antes. Al sustituir los datos apropiados, se tiene,

e

= 5.2(2.5){0.5) = 4 .04 X 10 -4

g/m3 = 404 p.g/m3

2(8050)

Estas concentraciones estimadas que se requieren para alcanzar ciertos valores de visibilidad son bastante típicos de las cargas de polvo o aerosol que se encuentran en la atmósfera (se llama carga a la masa de las partículas por volumen unitario).

Coeficiente de neblina La relaCión 1/10 comentada en la subdivisión anterior es una medida de la transmitancia fracciona! de la luz a traves de la atmósfera. Es

r-

34

1

).

una función de la distancia de transmisión así como de los efectos de dispersión y absorción de las partículas en suspensión. Hay otra medida de la reducción en la transmisión de la luz o de la posibilidad de un aumento en la impureza debido a las partículas en la atmósfera; se trata de una unidad llamada coeficiente de neblina, abrcviac,lo Coh. Se determina colectando partículas sobre un papel filtro limpio, para luego medir la disminución en la tran,;misión de la luz. El método se normaliza según el Standard D 176-16 de la American Society for Testing Materials (ASTM), y se expresa en unidades Coh por 1,000 pies lineales de columna de aire. La unidad Coh se expresa en términos de la transmitancia fracciona} de la luz, /j/0 , a través del papel filtro sucio. Por definición,

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EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

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Al combinar las ecuaciones (1.10) y (1.11) se obtiene la relación

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Coh

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1,000 pies -

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10 1 (velocidad del gas) (tiempo)logto(Tfrac)-

( 1.12)

En esta última ecuación, el área, volumen, velocidad y tiempo se deberán expresar en pies cuadrados, pies cúbicos, pies por segundo y segundos, respectivamente. Sería válida una ecuación similar si se deseara, por ejemplo, obtener las unidades Coh por 1,000 m.

( 1.1 O) Ejemplo 1.6

1

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Coh = 100 log10(

35

LA MATERIA PARTICULADA O PART!CULAS

Para el aire puro, el valor del Coh es O. Se puede demostrar que una unidad Coh está asociada con una transmitancia fracciona} de 0.977, y 10 unidades Coh representan una transmitancia fracciona} de 0.794. Luego, mayores valores de los coeficientes de neblina implican disminución en la transmisión de la luz. La unidad Coh en sí no es práctica puesto que su valor depende de la cantidad de partículas capturadas en el papel filtro. Aumentos en el tiempo de filtrado llevan a un aumento en la opacidad. Para solucionar esta dificultad, se normaliza la medición, reportando las unidades Coh por 1 ,000 pies lineales equivalentes de muestra. El número real de pies lineales de muestra durante un ensayo equivale al volumen de la muestra pasada a través del papel filtro dividido por el área de la sección transversal del papel filtro, usando unidades apropiadas. Suponiendo que se mantiene una tasa constante de flujo durante el ensayo, los pies lineales verdaderos equivalen también a la velocidad de flujo multiplicada por el tiempo en que se reúne el material particulado. Esto es,

Considérese una transmitancia de la luz después de que el aire haya pasado por un filtro a 1.50 piesfs durante 1.5 h. Determínese las unidades Coh por 1,000 pies.

Solución Basándose en la ecuación (1.12) se encuentra que Coh 1,000 pies

10 5 1.5(1.5) (3,600)

log 10

1 -

0.70

=

1.91

Este valor representa una cantidad moderada de contaminación. La tabla siguiente, basada en la experiencia, proporciona algunas pautas aproximadas para los valores de Coh/1,000 pies contra el grado de contaminación del aire. La razón para que estas pautas sean sólo aproximadas se puede explicar mediante algunas evidencias adicionales. Durante un período de 24 h en Las Vegas, Nevada, la carga

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número de longitudes de mil_ pie 3 de muestra _1 2 pies de muestra - pie de área de filtración 1,000

=velocidad del gas (pie/s) X tiempo (s) X

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1,000

(1.11)

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0-0.9 1-1.9 2-2.9 3-3.9 4-4.9

Grado de contaminación del aire Ligero Moderado Fuerte Muy fuerte Extremadamente fuerte

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36

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EFECTOS y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

1

de partículas en la atmósfera debida al polvo arrastrado por el viento, era ~rededor de 690 pgfmJ, y el Coh máximo era 2.0. En Yakima, Washmgton, en otro tiempo, la carga de polvo era de 111pgfm 3 , pero el valor de Coh era mayor de 10. En este último caso, el polvo estaba constituido por una gran cantidad de material carbonáceo. En comparación, existe una correlación inversa. La discrepancia se debe a los dos diferentes tipos de partículas presentes en los dos casos. De un modo más fundamental, la transmitancia óptica es una función del tamaño y forma de la partícula, y no de la masa.

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Absorción atmosférica

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Además de la reducción en la visibilidad causada por los contaminantes particulados del aire, ciertas sustancias gaseosas, debido a sus características de absorción de radiación, tienen el potencial para producir una deterioración en el ambiente y podrán llegar a ser consideradas como contaminantes en el futuro. En la figura 1.2 se presentan las bandas de radiación del vapor de agua y del dióxido de carbono en dicha figura, la longitud de onda está dada en micrómetros. El rango de longitud de onda para la radiación visible es de 0.4 a 0.75 ¡J.m, y de 1 a 100 ¡J.m para la infrarroja. Durante el ciclo solar diurno normal (principalmente longitudes de onda corta) pasa a través de la atmósfera transparente y es absorbida por las áreas de la superficie terres-

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20

LA MATERIA PARTICULADA O PARTICULAS

tre. Las áreas calientes de superficie pierden energía al radiar en la zona infrarra:ja. Cuando la atmósfera tiene una baja concentración de dióxido de carbono y vapor de agua, la cantidad de energía solar que entra es aproximadamente igual a la energía terrestre que sale, y por tanto, se establece la temperatura de equilibrio de la superficie de la Tierra y la atmósfera inferior. Con un aumento en la concentración, ya sea del vapor de agua o del dióxido de carbono, se aumenta la absorción atmosférica en la zona infrarroja, mientras que la transmisión de la radiación de onda corta no sufre cambio alguno. Ha sido tema de discusión que el resultado neto sería un aumento de la temperatura media de la superficie de la Tierra y de la parte inferior de la atmósfera ya que la cantidad de radiación solar durante el día no experimentaría ningún cambio mientras que se reduciría la radiación terrestre. Varios autores han predicho que si la tasa corriente de aumento en la concentración del dióxido de carbono en la atmósfera continúa, para el año 2000 la temperatura superficial habrá aumentado aproximadamente 4 o F. También se especula que se derretiría suficiente hielo como resultado del aumento de la temperatura para causar un aumento de 60 pies en el nivel de los océanos. Con base en el argumento anterior, se ha propuesto que tanto el vapor de agua como el dióxido de carbono se deben considerar como contaminantes del aire. Para establecer una discusión, se debe señalar que también se ha encontrado que el aumento en la concentración del dióxido de carbono estimula el crecimiento de algunas plantas. Debido a que las plantas absorben en su ciclo vital co2 de la atmósfera, el aumento en el crecimiento podría causar un correspondiente incremento en la absorción de co2' y se establecería un nuevo balance estático del contenido de C0 2 en el medio ambiente. Puede que la nueva concentración de co2 no difiera significativamente del nivel actual. Otro factor que afecta la temperatura media de la Tierra es la absorción y reflexión de la radiación solar, causada por las partículas en la atmósfera. El resultado de ciertos estudios parece indicar que la temperatura media de la atmósfera inferior está en proceso de caída y que la causa es la reducción de la energía solar que llega a la superficie debido a la absorción por las partículas. Por tanto, se puede afirmar que antes que causar un incremento en la temperatura de la atmósfera, la mayor contaminación del aire será causa de una reducción de la temperatura y del retorno a la época glacial. 1.5.B

30

(b)

Figura 1.2 Bandas de absorción de a) dióxido de carbono y b) vapor de agua.

37

Efectos de las partículas en la atmósfera sobre los materiales, la vegetación y los animales

Las partículas arrastradas por el aire pueden ser en sí, o químicamente inertes o químicamente activas; podrán ser inertes pero absorber de

38

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EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

la atmosfera sustancias químicamente activas; o si no, se pueden combinar para formar especies químicamente activas. Dependiendo de su composición química y estado físico, las partículas causan grandes daños a los materiales. Las partículas ensucian las superficies pintadas, la ropa y las cortinas, con sólo asentarse sobre de ellas. El costo de repintar las superficies interiores y exteriores de las casas y edificios y la limpieza y reposición de las materias textiles se estima en cientos de millones de dólares anuales. Lo que es más importante, las partículas pueden causar daños químicos directos, ya sea por corrosividad intrínseca o por la acción de sustancias químicas corrosivas adsorbidas o absorbidas, por partículas inertes emitidas a la atmósfera. En general, los metales pueden resistir la corrosión en sólo el aire seco o aun en el aire limpio y húmedo. Sin embargo, las partículas hidroscópicas que se encuentran usualmente en la atmósfera pueden corroer las superficies metálicas sin que esté presente contaminante alguno. Los ~jemplos de la corrosión de las superficies metálicas expuestas a las atmósferas industriales están bien documentados (16) y no se citarán aquí. Poco es lo que se conoce de los efectos de las partículas en general, sobre la vegetación. No obstante, se ha observado que varias sustancias específicas causan algunos daños. Las partículas que contienen fluoruros parecen causar daños en las plantas, y el óxido de magnesio que cae sobre los terrenos agrícolas ha dado como resultado un insatisfactorio crecimiento de la planta. La salud de un animal puede sufrir cuando éste se alimenta de plantas cubiertas por un particulado tóxico. Dichos compuestos pueden ser absorbidos por los tejidos de la planta o pueden permanecer como contaminantes sobre la superficie de las plantas. La fluorosis en los animales ha sido atribuida a la ingestión de vegetación cubierta con partículas que contengan fluoruro ( 16 ). El ganado vacuno y bovino que ha ingerido la vegetación sobre la que se han asentado partículas que contengan arsénico han sido víctimas de envenenamiento por arsénico ( 16).

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1.5.C

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Las partículas, solas o en combinación con otros contaminantes representan un peligro muy !,'l"ave para la salud. Los contaminantes entran principalmente al cuerpo humano por las vías respiratorias. Los daños a los órganos respiratorios pueden presentarse directamente, ya que se ha estimado que más del 50 por ciento de las partículas entre 0.01 y 0.1 ¡J.m que penetran a las cavidades pulmonares se depositarán allí (17).

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Efectos de las partículas en el aire sobre la salud humana

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LA MATERIA PARTICULADA O PARTICULAS

39

Las partículas pueden tener un efecto tóxico de una o más de las tres maneras siguientes ( 16): l. La partícula puede ser intrínsecamente tóxica debido a sus características inherentes químicas y/o físicas. 2. La partícula puede interferir con uno o más de los mecanismos que despejan usualmente el aparato respiratorio. 3. La partícula puede actuar como un conductor a una sustancia tóxica absorbida.

Es extremadamente difícil obtener una relación directa entre la exposición a varias concentraciones de partículas y los efectos resultantes sobre la salud del hombre. La longitud del tiempo de exposición es importante. Se ha observado en algunos casos que la exposición a las partículas en combinación con otros contaminantes, como el so2' produce un mayor deterioro de la salud que la exposición separada a cada contaminante. Además, es difícil reproducir en el laboratorio las condiciones exactas que prevalecen en la atmósfera ambiental. Ha sido necesario hasta la fecha tener que depender de los análisis estadísticos de datos tales como el aumento en los ingresos en hospitales y clínicas, ausencias del trabajo y las escuelas, y de la mortalidad, y además, de los datos limitados correspondientes a las concentraciones medidas de los contaminantes atmosféricos que prevalecían durante los períodos a que estuvo sometido el paciente. Estos datos indican una relación entre los aumentos de la concentración de partículas y los aumentos en el número de visitas a las clínicas y hospitales debido a infecciones respiratorias, afecciones cardiacas, bronquitis, asma, pulmonía, enfisema y otras semejantes. Las defunciones de personas ancianas aquejadas de enfermedades respiratorias y afecciones cardiacas muestran también un aumento durante los períodos en que la concentración de partículas es extremadamente alta durante varios tlías. Un creciente volumen de evidencia indica que gran parte de las partículas en la atmósfera es de naturaleza carcinogénica ( 16), especialmente cuando se asocia con el tabaquismo. En la tabla 1.3 se presenta con fines ilustrativos una cantidad limitada de datos sobre la relación entre la concentración de partículas y los efectos producidos. También se indica la norma primaria de la calidad del aire para partículas según la ha establecido el gobierno federal. Se trata del valor máximo de la concentración de partículas permitida en la atmósfera ambiental, y que se presenta con fines comparativos. Los valores superiores a los indicados se consideran perjudiciales para la salud del hombre.

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EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

MONOXIDO DE CARBONO

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1.6.A

Tabla 1.3 Efectos observados de las partículas.

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Promedio de 24 h y S02 715 JJ.g/m 3

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Efectos Aceleración en la corrosión de las láminas de acero y zinc Norma de calidad del aire ambiente Visibilidad reducida a 5 millas Luz solar directa reducida en un tercio Puede ocurrir un aumento en la tasa de mortalidad de personas mayores de 50 años Es posible que los niños experimenten un aumento en la incidencia de las enfermedades respiratorias La morbilidad de los obreros industriales puede ser causa de un aumento en el ausentismo Norma de la calidad del aire ambiente En los pacientes con bronquitis crónica puede que se presente empeoramiento agudo de los síntomas Puede ocurrir un número excesivo de muertes y un considerable aumento en las enfermedades

FUENTE: Compendio de datos presentados en Air Qualy fvr Particulate Matter de la National Air Pollution Control Administration, AP-49, Washington, DC.: HEW, 1969.

1.6

MONOXIDO DE CARBONO

El monóxido de carbono es un gas incoloro e inodoro. Es muy estable y tiene una vida media en la atmósfera de 2 a 4 meses. Las emisiones globales del monóxido de carbono son grandes ( 350 millones de toneladas/año en 1968) de las que aproximadamente 20 por ciento es obra del hombre. Una tal concentración resultaría en un aumento de cerca de 0.03 ppm/año en la concentración ambiental. Este aumento no se ha observado. Los hongos en el suelo (2) pueden eliminar una porción significativa de la cantidad liberada, y se supone, por lo general, que el co se oxida a co2 en la atmósfera, a pesar de que la tasa de conversión es muy lenta. Se tiene alguna evidencia de que el CO puede ser químicamente activo durante la formación del neblumo. IÍ

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Efectos del monóxido de carbono en los materiales y las plantas

El monóxido de carbono no parece tener efectos perjudiciales sobre la superficie de los materiales. Los resultados de numerosos experimentos han mostrado que el CO no produce efectos dañinos de ninguna clase en las formas superiores de vida de las plantas a concentraciones por debajo de 100 ppm, durante exposiciones de 1 a 3 semanas (18). Las concentraciones ambientales del CO rara vez alcanzan este nivel, ni siquiera en cortos períodos. I.6.B

Efectos del monóxido de carbono en la salud

Existen muchos estudios que demuestran que las altas concentraciones de monóxido de carbono pueden causar cambios fisiológicos y patológicos y, finalmente, la muerte. El monóxido de carbono es un veneno que inhalado priva a los tejidos del cuerpo del oxígeno necesario. Desde hace mucho tiempo se sabe que el monóxido de carbono puede causar la muerte cuando se encuentra expuesto a una alta concentración (> 750 ppm). La combinación del monóxido de carbono conduce a la formación de la carboxihemoglobina COHb; la combinación del oxigeno y la hemoglobina produce la oxihemoglobina, 0 2 Hb. La hemoglobina tiene una afinidad por el COque es aproximadamente 210 veces su afinidad por el oxígeno. Es decir, la presión parcial del CO requerido para saturar totalmente la hemoglobina es sólo de 1/200 a 1/250 de la presión parcial del oxígeno requerido para la completa saturación con el oxígeno. La exposición a una mezcla de ambos gases lleva concentraciones de equilibrio de COHb y 0 2 Hb dadas por COHb = MPco 0 2 Hb

P02

(1.13)

donde Pco y Po 2 representan las presiones parciales delCO y el 0 2 en los gases inhalados, y M es una constante que varía de 200 a 250 en la sangre del hombre. Por tanto, la cantidad de COHb es una función de la concentración de CO en el aire respirado. Afortunadamente, la formación del COHb en el torrente sanguíneo es un proceso reversible. Cuando cesa la exposición, el CO que se combinó con la hemoglobina es liberado espontáneamente, y la sangre queda libre de la mitad de su monóxido de carbono, en pacientes saludables y en un período de 3 a 4 horas (18). Se mantiene en la sangre un nivel normal de COHb de 0.4 por ciento, por el CO producido dentro del cuerpo, independientemente de las fuentes externas.

42

MONOXIDO DE CARBONO

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

Ejemplo 1.7

1000 900 800 700 600

Estímese el valor de saturación del COHb en la sangre si el contenido de CO en el aire respirado es de 100 ppm.

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Solución

COHb = MPco = 210(100) = O 1 0 2 Hb P0 , 210,000 .

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Como se sabe que la relación entre el CO y el 0 2 es de 1: 1 O, el valor de saturación para el monóxido de carbono es aproximadamente 9 por ciento. Esto resulta algo bajo, ya que el contenido de oxígeno del aire que entra se diluye por los gases que quedan dentro de los pulmones. La figura 1.3 relaciona el por ciento de hemoglobina vinculado como COHb, como una función de la concentración de CO en el ambiente y del tiempo de exposición. Por ejemplo, con base en la figura 1.3, las exposiciones de 2 h a concentraciones de 40 ppm resultan en 2 por ciento de COHb, mientras que una concentración de 100 ppm resulta en aproximadamente 5 por ciento de COHb en pacientes varones saludables ocupados en actividades sedentarias ( 18). El efecto directo dd COHb es que reduce la capacidad de conducción del oxígeno en la sangre. No obstante, está presente también un efecto secundario. El COHb interfiere con la liberación c.el oxígeno que lleva el resto de la hemoglobina. Esto reduce efectivamente aún más la capacidad de transporte de oxígeno. Algunos casos de exposición de 8 h o más a concentraciones de 1 O a 15 ppm han causado el deterioro de la discriminación del intervalo. Este rango de concentraciones es común durante el día en las calles del centro urbano. Como se indica en la figura 1.3, tal exposición llevaría a una concentración del COHb en el torrente sanguíneo de aproximadamente 2.5 por ciento. La evidencia indica que la exposición durante 8 horas o más a concentraciones de 30 ppm ( 35 mg/m 3 ) altera ciertas pruebas psicomotoras. Una exposición tal producirá un valor de equilibrio de 5 por ciento de COHb en la sangre. La exposición a concentraciones más altas ha mostrado evidencia de fatiga psicológica en los pacientes con afecciones del corazón. También se han presentado pruebas de que las concentraciones de CO en la cuenca atmosférica de Los Angeles están asociadas con un exceso de mortalidad ( 19). Los pro-

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A fin de aplicar la ecuación ( 1.13), se supone un valor de M de 210. Además, se supone que el contenido de oxígeno del gas dentro de los pulmones es el mismo que el del aire ambiente, es decir, 21 por ciento 0 210,000 ppm. Al empleardichosvaloresseencuentraque

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Exposición, horas

Figura 1.3 Nivel de COHb como una función de la exposición. (FUENTE: NAPCA, Air Quality Criteria for Carbon Monoxide, AP-62, Washington, D. C.: HEW, 1970)

medios ambientales de 24 h para el CO están dentro del rango de 10 a 15 ppm en dicha área. (La gran mayoría de este COse debe a las emisiones de los motores de gasolina). Muchas otras áreas urbanas tienen promedios ambientales diarios dentro del rango de 5 a 20 ppm. En general, se considera 100 ppm como el límite superior de seguridad en la industria para individuos saludables dentro de ciertos rangos de edad, y para una exposición de 8 horas. A 100 ppm, la mayoría de las personas experimentan mareos, dolores de cabeza y cansancio. En términos de la exposición al CO, se debe notar que el humo de cigarro contiene de 400 a 450 ppm de CO. El porcentaje

44

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

OXIDOS DE AZUFRE

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de COHb en la sangre de los fumadores de cigarros aumenta con el número de cigarros fumados al día. Las muestras de sangre de 29 ,000 donantes en las ciudades, suburbios y áreas rurales de Estados Unidos revelaron altas concentraciones de COHb. Un 45 por ciento de las personas que no fuman tenían un 1.5 por ciento de COHb en la sangre. La sangre de la mayoría de los fumadores promediaba por encima del 5 por ciento de COHb. El número de personas que no fumaban en Chicago promediaba el 2 por ciento de COHb. Quienes fuman una cajetilla al día promediaban el 6.3 por ciento, y los que fumaban dos cajetillas promediaban 8.7 por ciento (20). Relacionar la concentración de CO en el aire ambiente, o el porcentaje de COHb en la sangre con los efectos sobre la salud es mucho más difícil que relacionar la concentración ambiental de CO con el porcentaje de COHb. Hay desacuerdo sobre si el CO es un contaminante de umbral. Muchos expertos opinan que aun pequeñas concentraciones de CO producen efectos indeseables. La mayoría de los hombres de ciencia estadounidenses opinan que el monóxido de carbono no es un veneno acumulativo ( 18). No ocurre envenenamiento crónico como resultado de la exposición a largo plazo a concentraciones relativamente bajas. Los individuos especialmente susceptibles (los que ya padecen una enfermedad que altera la capacidad de oxígeno de la sangre, como la anemia, o las afecciones cardiorrespiratorias) pueden verse afectados por los niveles de CO que se encuentran en la calle. La exposición a bajas concentraciones de CO (10 a 15 ppm) puede perjudicar la capacidad de la persona para estimar los intervalos y afectar su agudeza visual con respecto al umbral de luminosidad. Se posee alguna evidencia de que tales efectos sobre una persona que conduce un automóvil, aumentan las posibilidades de que tenga un accidente al alterarse sus capacidades (21 ). En la tabla 1.4 se presenta una lista de los efectos sobre la salud atribuidos a ciertos niveles de CO en el ambiente y a niveles de COHb en la sangre. En términos generales, el nivel de COHb debe ser menor del 2 por ciento excepto en circunstancias atenuantes, y durante cortos períodos. Ante la evidencia de esos efectos sobre la salud, las normas de calidad del aire para CO de la Environmental Protection Agency son: 10 mg/m 3 (9 ppm) para un período promedio de 8 h; 40 mgfm 3 (35 ppm) para un período promedio de 1 h. En el estado de California, la norma se fijó en 1969 como 20 ppm para un período de 8 h. Esta selección se basó en el hecho de que la contaminación del aire de la comunidad no deba contribuir más del 2 por ciento de COHb. En comparación con las normas federales primarias sobre la calidad del aire ambiente ya citadas, el nivel de "daño significativo", definido por la EPA para un promedio de 8 hes de 57.5 mgfm 3 (50 ppm). Esto es aproximadamente igual a un nivel de 1 O por ciento de carbo-

Tabla 1.4 Efectos sobre la salud del monóxido de carbono y el COHb.

Monóxido de carbono Condiciones ambientales

Efectos

9 ppm con 8 h de exposición 50 ppm con 6 semanas de exposición 50 ppm con 50 min de exposición 50 ppm con exposición de 8 a 12 h para los no fumadores

Norma sobre la calidad del aire ambiente Cambios estructurales en el corazón y cerebro de los animales Cambios en el umbral de la luminosidad relativa y la agudeza visual Impedimentos en el funcionamiento de las pruebas psicomotoras

Carboxihemoglobma Nivel de •COHb (por ciento)

< 1.0 1.0-2.0 2.0-5.0

> 5.0 10.0-80.0

Efectos No hay efectos aparentes Hay alguna evidencia de efectos sobre la conducta Efectos sobre el sistema nervioso central. Efectos en el discernimiento de los intervalos de tiempo, agudeza visual, discernimiento de la luminosidad, y algunas otras funciones psicomotoras. Cambios funcionales cardiacos y pulmonares Dolores de cabeza, fatiga, somnolencia, coma, fallas respiratorias, muerte

xihemoglobina. La norma de calidad del aire de 9 ppm parece ser mucho más baja que el nivel correspondiente a cualquier efecto perjudicial medido.

1.7

OXIOOS DE AZUFRE

El dióxido de azufre y trióxido de azufre son los óxidos dominantes del azufre presentes en la atmósfera. El S0 2 es un gas incoloro, no flamable y no explosivo que produce una sensación gustatoria a concentraciones de 0.3 a 1.0 ppm en el aire. A concentraciones mayores 4e 3.0 ppm, el gas tiene un olor acre e irritable. El dióxido de az1:1fre se convierte parcialmente a trióxido de azufre o ácido sulfúrico y a ~us sales mediante procesos fotoquímicos o catalíticos en la litmósfera. El trióxido de azufre forma ácido sulfúrico con la humedad del

46

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

aire. Los óxidos de azufre en combinación con las partículas y la humedad del aire producen los efectos más perjudiciales atribuidos a la contaminación atmosférica del aire. Por desgracia, ha resultado difícil aislar los efectos de sólo el dióxido de azufre. Se presentarán en las secciones siguientes breves comentarios de los efectos de los compuestos azufrados. 1.7.A

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Efectos de los compuestos de azufre sobre la visibilidad y los materiales

Como se indicó en la sección 1.5 .A, las partículas en suspensión en la atmósfera reducen el rango visual al dispersar y absorber la luz. Como los aerosoles del ácido sulfúrico y otros sulfatos constituyen del 5 al 20 por ciento de las partículas en suspensión en el aire urbano, contribuyen significativamente a la reducción de la visibilidad. Las investigaciones (22) indican que mucha de la neblina atmosférica se debe a la formación de varios aerosoles resultantes de las reacciones fotoquímicas entre el so2' las partículas, los óxidos de nitrógeno y los hidrocarburos presentes en la atmósfera. En las mediciones de laboratorio, las mezclas de N0 2 y los hidrocarburos más comunes forman pocos o ningunos aerosoles cuando se les irradia. Sin embargo, tiene lugar una considerable formación de aerosoles cuando las mezclas de olefinas, N0 2 y S0 2 son irradiadas por la luz solar. Uno de los principales productos de estas complejas reacciones fotoquímicas son las gotitas de niebla de ácido sulfúrico, que dispersan la luz. Las mediciones indican que una importante fracción del sulfato presente en el aire urbano tiene un tamaño efectivo de menos de 2 ¡.Lm, con el pico de distribución del tamaño alrededor de 0.2 a 0.9 ¡.Lm. Como la longitud de onda del rango visible del espectro electromagnétÍfO varía aproximadamente de 0.4 a 0.8 ¡.Lm, la presencia de aerosoles de este tipo puede causar una pronunciada reducción de la visibilidad. La figura 1.4 muestra cómo influyen el S02 y la humedad relativa sobre el rango visual (1). A pesar de que no se muestra específicamente, la combinación del aumento en la concentración de so2' más el aumento de la humedad relativa conduce a aumentos en las concentraciones de los aerosoles. Esto a su vez, es responsable de la disminución del rango visual que se muestra en la figura. El rango típico de las concentraciones de so2 en áreas urbanas, que es de 0.01 a 0.20 ppm, se muestra en la región más oscura de la figura 1.4. Para concentraciones de SOz mayores de 0.10 ppm, el límite de visibilidad es significativo. Las estimaciones muestran que una concentración de 10 ppm de so2' con una humedad relativa de 50 por ciento reduce la visibilidad a cerca de 5 millas (22), como se muestra en la figura 1.4. Se notará que cuando la visibilidad es menor de 5 millas será preciso reducir la tasa de aterrizajes en los principales aeropuertos.

OXJDOS DE AZUFRE

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Dióxido de azufre, partes por millón

Figura 1.4 Visibilidad calculada en millas para varias concentraciones de dióxido de azufre y para diferentes humedades relativas, en la ciudad de Nueva York.

Los compuestos de azufre son responsables de los daños más importantes ocasionados a los materiales. Lamentablemente, es difícil evaluar con precisión la contribución relativa de cada uno de los contaminantes individuales. Las observaciones indican que concentraciones de 1 a 2 ppm de SOz en la atmósfera son causa de un aumento de 50 a 100 por ciento en el tiempo de secado de una película de pintura, y concentraciones más altas -de 7 a 10 ppm- aumentan el tiempo de secado a 2 ó 3 días. También, la superficie final dura menos cuando la pintura se seca en presencia del SOz . Los óxidos de azufre parecen tener poco o ningún efecto sobre las pinturas secas y endurecidas. Las pinturas que contienen sales metálicas reaccionan con el Hz S. Las pinturas de nuevo tipo son mucho más resistentes al Hz S. Por lo general, los óxidos de azufre aceleran la corrosión del metal al formar primero ácido sulfúrico ya sea en la atmósfera o sobre la superficie del metal. Dependiendo de la clase de metal expuesto así como de la duración de la exposición, en atmósferas urbanas se han observado tasas de corrosión de 1 y media a 5 veces la tasa obtenida en ambientes rurales (22). Una triple reducción del dióxido de azufre en la ciudad de Pittsburgh, de 0.15 a 0.05 ppm durante el período de 1926 a 1960 causó casi una cuádruple reducción en la tasa de corrosión del zinc. Por lo general, es el dióxido de azufre el

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EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

contaminante más perjudicial entre los que contribuyen a la corrosión del metal. La temperatura y especialmente la humedad relativa, también influyen significativamente en las tasas de corrosión. El aluminio es bastante resistente al ataque del S0 2 • No obstante, a humedades relativas mayores del 70 por ciento, la tasa de corrosión aumenta notablemente (23). La ASTM ha informado de algunos estudios a largo plazo de los efectos atmosféricos sobre la resistencia a tensión del aluminio (24). La exposición en áreas rurales produjo una pérdida de 1 por ciento o menos en la resistencia a tensión durante 20 años, mientras que las atmósferas industriales produjeron una pérdida del 14 al 17 por ciento en el mismo período. La literatura ofrece una extensa reseña de la corrosión metálica debido a diferentes condiciones atmosféricas a principio de 1960 (25 ). Los ácidos sulfuroso o sulfúrico son capaces de atacar una amplia variedad de materiales de construcción, incluyendo caliza, mármol, pizarras de techo y mortero. Se forman sulfatos bastante solubles, que luego lava la lluvia. Los textiles de nylon, especialmente las medias, son también susceptibles a los contaminantes en la atmósfera. Aparentemente el debilitamiento lo causa el so2 o por un aerosol del ácido sulfúrico.

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1.7.B

Efectos sobre la salud

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Ningún otro contaminante ha sido tan intensamente estudiado como los óxidos de azufre; no obstante, son muchas las preguntas que quedan sin respuesta concernientes a los efectos del dióxido de azufre sobre la salud. Como los óxidos de azufre tienden a presentarse en los mismos tipos de atmósfera contaminada con partículas y la alta humedad relativa, pocos estudios epidemiológicos han sido capaces de diferenciar adecuadamente los efectos de los contaminantes. Varias especies de animales, incluyendo el hombre, reaccionan con broncoconstricción ante el sol; este efecto sobre los bronquios se puede evaluar en términos de un ligero aumento en la resistencia en el conducto de aire (22). La mayoría de los individuos mostrarán una reacción al so2 a concentraciones de 5 ppm o mayores, y algunos individuos sensibles muestran ligeros efectos a 1 ó 2 ppm. El ácido sulfúrico es un irritante mucho más potente para el hombre que el dióxido de azufre; por tanto, la mayoría d.e los estudios tratan de materiales sulfurosos combinados más bien que con sólo el S02 • Los análisis de numerosos estudios epidemiológicos indican claramente una asociación entre la contaminación del aire, según se mide por la concentración del so2 acompañado por partículas y humedad relativa y efectos sobre la salud de gravedad variable (22). Esto es especialmente cierto para la exposición a corto plazo. La asociación entre la exposición a largo plazo y la morbilidad y mortalidad de las enfer-

OXIDOS DE AZUFRE

49

Tabla 1.5 Efectos del S0 2 a diversas concentraciones.

Concentración 0.03 ppm, promedio anual 0.037-0.092 ppm, media anual

0.11-0.19 ppm, media en 24 h

0.19 ppm, media en 24 h 0.25"ppm, media en 24 h

0.3 ppm, 8 h 0.52 ppm, promedio en 24 h

Efectos Normas para la calidad del aire de 1974, lesiones crónicas en plantas Puede haber, acompañadas por partículas a 3 una concentración de 185¡J.g/m , un aumento en la frecuencia de síntomas respiratorios y enfermedades pulmonares Con un bajo nivel de partículas puede haber un aumento en la admisión de personas de edad mayor en los hospitales, debido a trastornos respiratorios. Aumento en la tasa de corrosión de los metales Puede haber un aumento en la mortalidad con bajos niveles de partículas Puede haber un aumento en la tasa diaria de mortalidad, acompañado por partículas a una concentración de 750 ¡J.g/m 3 (datos de fuentes británicas); una marcada elevación en la tasa de morbilidad Algunos árboles muestran lesiones Puede haber un aumento en la mortalidad, acompañado por la presencia de partículas; puede ocurrir aumento en tasa de mortalidad

FUENTE: Resumen de datos presentados en A ir Quality Criteria for Sulfur Oxides de la National Air Pollution Control Administration, AP-50. Washington, D.C.: HEW, 1970.

medades crónicas no resulta tan obvia. En la tabla 1.5 se presentan datos típicos de concentración y efectos asociados sobre la salud. Como se puede observar de estos datos, el óxido de azufre en combinación con partículas y humedad relativa es un peligro potencialmente serio para la salud (véase también la tabla 1.3). Greenwald realizó en 1954 un estudio completo de los efectos fisiológicos del so2 y el so3 sobre el hombre y los animales; este estudio se resume en la referencia 1 (26). Este informe indica que el dióxido de azufre actúa como un gas acre, sofocante e irritante en su efecto sobre la parte superior del tubo respiratorio durante una exposición moderada Para concentraciones inferiores a unas 20 ppm, el so2 produce solamente efectos graves; hasta la fecha, no se ha informado de efectos crónicos o acumulativos sobre los animales, cuando eran moderados los niveles de exposición y ésta no era continua. Los resultados de otros estudios de laboratorio ( 1) tienden a indicar que se requieren concentraciones por encima de 1 ppm de so2 antes de

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EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

OXIDOS DE AZUFRE

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que se puedan esperar efectos graves o hasta significativos sobre la salud de individuos afectados o incluso no afectados. Para ilustrar la complejidad de la determinación de una relación satisfactoria entre la salud del hombre y la concentración del dióxido de azufre en la atmósfera, se citan los resultados de dos estudios. En un estudio que relacionaba el exceso de mortalidad en la ciudad de Nueva York de 1963 a 1972 con la contaminación del aire, según se indicaba por la concentración de S0 2 y el nivel de humo, H. Schimmel y otros (27) encontraron que mientras la concentración de so2 disminuía de un máximo de 0.219 ppm hasta 0.03 ppm, la mortalidad no mostró una disminución proporcional. El nivel de humo, o sea partículas en suspensión, permaneció aproximadamente igual durante dicho período. Schimmel y otros (27) también afirman que estudios realizados en Inglaterra muestran que la mortalidad y la morbilidad han disminuido con una reducción bastante marcada en el contenido de partículas, mientras que los niveles de so2 no han cambiado mucho. En un estudio acerca de las visitas a las salas de emergencia para tratamientos de asma durante un período de 4 meses, Goldstein y Block (28) no encontraron relación alguna eptre las visitas diarias a las salas de emergencia y los niveles diarios de humo o so2 para los residentes de Harlem; sin embargo, en Brooklyn, observaron una fuerte correlación entre las visitas diarias para tratamiento del asma y los niveles diarios de S0 2 pero no de humo. Los resultados de estos estudios apoyan la sugerencia que los niveles de so2 y partículas se deben tratar como índices de la contaminación total del aire y no necesariamente como agentes que causan enfermedades. Otro estudio (29) presenta nueva evidencia que enlaza los óxidos de azufre y las partículas en suspensión con afecciones respiratorias graves en niños. Con base en una investigación del año 19 72 con niños de cuatro comunidades de Nueva York, el estudio demostró que los niños expuestos en el grupo de 1 a 12 años de edad experimentaron una frecuencia 20 por ciento más de bronquitis aguda que los niños que no estuvieron expuestos de un modo similar. No se pudo explicar el significativo aumento debido a otros factores. l. 7.C

La lluvia ácida

Las pequeñas gotas de agua formadas por condensación en la atmósfera deben tener normalmente un pH cercano a 7. Sin embargo, la disolución del co2 atmosférico en el agua de lluvia tiende a bajar el pH debido a la formación de ácido carbónico. Este ácido es muy débil y en el equilibrio con el C0 2 , el pH del agua de lluvia debe tener un valor cercano a 5.65. No obstante, a principios de 1970, se

mundo con promedios anuales entre 4 y 5 (36). Se detectaron así, concentraciones ácidas de 10 a 10,000 veces mayores que las que se pudieran esperar de las fuentes naturales. Las mediciones efectuadas en Gander, Terranova, desde 1975, indican valores de pH de 4.0 a 4.5 en dicha región sobre una base anual (37). Valores similares son válidos para la mitad oriental de Estados Unidos. Estos bajos valores se deben a la transformación del so2 y el NOX en ácidos, al ser absorbidos por el agua de las nubes y las gotas de lluvia. Una reacción típica · podría ser 2S02 + 0 2 ~ 2S03 S03 + H 20 ~ 2H+ +S04+ Estos aerosoles ácidos se depositan luego en cantidades significativas sobre la superficie del suelo y de las masas de agua. Este fenómeno se llama lluvia ácida. La presencia creciente de estos ácidos se atribuye al aumento en las emisiones de so2 y NOX q).le han ocurrido desde 1940 con el mayor uso de combustibles fósiles en los países industrializados. Los datos procedentes de la parte oriental de Estados Unidos indican que aproximadamente del 60 al 70 por ciento de la acidez se debe al ácido sulfúrico y del 30 al 40 por ciento se debe al ácido nítrico ( 38). Una alta proporción de derivados del ácido nítrico indica que las fuentes móviles son responsables, mientras que un alta proporción de derivados del ácido sulfúrico sugiere que son fuentes estacionarias. Con frecuencia las concentraciones de sulfatos y nitratos formados en la atmósfera son bajas, pero el efecto de deposición es acumulativo. La relación entre las emisiones de S0 2 y la acidificación está bien establecida; la contribución debida al NOx es algo menos conocida. Dichos contaminantes viajan en los 2 kilómetros más bajos de la atmósfera y son arrastrados a menudo cientos de kilómetros de su fuente. Su presencia se ha observado en un sentido cualitativo por el extraordinario aumento de la neblina de verano en regiones de países industrializados. La lluvia ácida ha afectado áreas de Suiza, la parte sur de los países escandinavos y especialmente la mitad noreste de Norteamérica. En este último caso, las mediciones indican un serio problema en las provincias atlánticas del Canadá y en la región de las montañas Adirondack de Estados Unidos, por ejemplo. Sin embargo, datos recientes indican que el problema aumenta. Incluso importantes áreas urbanas de la costa del Oeste se ven afectadas. El fenómeno ha estado en estudio en Europa desde principios de 1950. El problema existe en la parte norte de Europa, puesto que gran parte de la contaminación del aire producida en el continente es transportada en dirección noreste hacia Escandinavia. Del mismo modo, la contaminación producida en las provincias centrales del Canadá y en los estados cen-

52

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EFFCTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DFL AIRE

trales y orientales de Estados Unidos es llevada en verano y otoño en dirección noreste. Los datos tomados en St. Margarets Bay en el este del Canadá indican que más del 25 por ciento de las partículas en suspensión estaba en forma de sulfatos ( 3 7). Porcentajes más altos se han medido en otros lugares. A pesar de la concentración de partículas ha sido reducida en muchas naciones industrializadas mediante técnicas efectivas de control sobre las fuentes de partículas, la fracción de partículas remanente, que está en forma de un aerosol ácido, continúa en aumento. Las condiciones de la atmósfera que favorecen la fDrmación de aerosoles de sulfato incluyen la mala dispersión atmosférica y mucha insolación. Tales condiciones son también favorables para la formación de ozono. La concentración ácida natural en el agua de lluvia debe ser menor de 10 11m/l. En Canadá en 1975, la concentración ácida era aproximadamente de 40 J1 mf 1 (expresada como H+ ). En los Países Bajos, el pH promedio bajó a menos de 4.0 hacia 1966, sobre una base anual. Será posible un valor alrededor de 3. 7 en 1985 (36). En Suecia, el pH del agua de lluvia cambia aproximadamente de 0.3 a 0.4 unidades por década. Hay varios efectos de la lluvia ácida que son inquietantes. Primero, existe una acidificación de las fuentes naturales de agua. Esto puede tener un efecto devastador sobre la vida de los peces. La trucha y el salmón son especialmente sensibles a un pH bajo. La reproducción de muchos peces se detiene ante un pH con un valor menor de 5.5. También se observa una disminución en el plancton y la fauna del fondo, lo que reduce el suministro de alimento de los peces. En segundo lugar, tiene lugar una lixiviación de los nutrientes del suelo. Esta desmineralización puede llegar a una pérdida de productividad de las cosechas y los bosques, o un cambio en la vegetación natural. La vegetación misma puede verse directamente dañada, y se observa un aumento en la corrosión_ de los materiales. La severidad del daño a las tierras y las extensiones de agua está parcialmente determinada por los minerales en el terreno de una región determinada. Aquellas áreas que contienen rocas como carbonato de calcio o minerales similares se ven protegidas por los mismos contra el ataque de la lluvia ácida. En dichas regiones, los lagos tienden a mantener el pH más cerca de 5 ó 6. Como no es posible alterar los resultados de la lluvia ácida una vez que haya tenido lugar en una región, la única solución es el control de las emisiones en la fuente. En el pasado se consideró la desulfuración de los combustibles fósiles a fin de impedir la contaminación local del aire. Cada vez resulta más evidente la necesidad de controlar el S0 2 (y del N0 2 ), para impedir asimismo la dispersión del amplio rango de los contaminantes. De este modo, el control de emisión cubre

EFECTOS DF LOS HIDROCARBUROS. OXIDOS DF NITROGENO

53

un ámbito internacional, ya que las emisiones de un país afectan la naturaleza de la lluvia en otro país. Se necesitará control y evaluación continuos si se ha de afrontar el problema en toda su magnitud.

1.8

1.8.A

EFECTOS DE LOS HIDROCARBUROS, OXIDOS DE NITROGENO, OXIDANTES FOTOQUIMICOS, ASBESTOS Y METALES, SOBRE LOS MATERIALES Y LA SALUD Hidrocarburos

Los hidrocarburos no parecen causar ningún daño apreciable por la corrosión en los materiales. Las partículas o el hollín procedente de hidrocarburos no quemados, ensucian las superficies. De todos los hidrocarburos, sólo el etileno tiene efectos adversos sobre las plantas ante concentraciones ambientales conocidas. El efecto principal del etilcno es inhibir el crecimiento de las plantas (30). Hasta ahora, los estudios de los efectos de las concentraciones de hidrocarburos gaseosos sobre el aire ambiente, no han demostrado la existencia de efectos adversos directos en la salud del hombre (28). Estudios de las propiedades carcinogénicas de ciertas clases de hidrocarburos sí indican que ciertas formas de cáncer parecen ser causadas por la exposición a hidrocarburos aromáticos que se encuentran en el hollín y los alquitranes. Los carcinógenos identificables arrastrados por el aire son en su mayoría hidrocarburos aromáticos polinucleares (7). Los hidrocarburos no quemados, en combinación con los óxidos de nitrógeno y en presencia de la luz solar, forman oxidantes fotoquímicos, componentes del neblumo fotoquímico, los que tienen efectos adversos en la salud del hombre y de las plantas. 1.8.B

Oxidos de nitrógeno

De los seis o siete úxidos de nitrógeno, el óxido nítrico (NO) y el dióxido de nitrógeno (I\0 2 ) son importantes contaminantes del aire. A pesar de que el N 2 O está por lo general presente en la baja atmósfera (formado por acción biológica en la superficie del terreno) no se considera como contaminante del aire. Ni el NO ni el N0 2 causan daños directos a los materiales; sin embargo, el N0 2 puede reaccionar con la humedad presente en la atmósfera para formar ácido nítrico que puede ser causa de considerable corrosión de las superficies metálicas. El dióxido de nitrógeno absorbe la luz visible y a una concentración de O.2 5 ppm causará apreciable reducción de la visibilidad. El dióxido de nitrógeno a una concentración de 0.5 ppm en un período de

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10 a 12 días ha detenido el crecimiento de plantas tales como el frijol pinto y el tomate. Experimentos con naranjas sin semilla muestran que se reduce el rendimiento ante una prolongada exposición del N0 2 a concentraciones de 0.25 a 1 ppm. El dióxido de nitrógeno actúa como un fuerte irritante y a iguales concentraciones es más dañino que el NO. Sin embargo, a concentraciones encontradas en la atmósfera, el N0 2 es sólo potencialmente irritante y potencialmente relacionado con la fibrosis pulmonar crónica (7). Se ha observado algún aumento en la bronquitis de los niños (de 2 a 3 años de edad) a concentraciones por debajo de 0.01 ppm. En combinación con hidrocarburos no quemados, los óxidos de nitrógeno reaccionan con la luz solar y forman el neblumo fotoquímico. Las reacciones químicas que intervienen se tratan en la sección 9.5. Debido a esta actividad química se ha establecido la norma primaria de calidad del aire para los óxidos de nitrógeno y que se ha fijado en 100 ¡..tgfm 3 de promedio anual. Los componentes del neblumo, más dañinos para las plantas y perjudiciales para la salud del hombre, son los oxidantes fotoquímicos que se estudian en la sección siguiente. l.S.C

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EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

Oxidantes fotoquímicos

Los agentes fotoquímicos, ozono (0 3 }, nitrato de peroxiacetilo (NPA), nitrato de peroxibencilo (NPB ), y otras trazas de sustancias que pueden oxidar el ion yoduro del yoduro de potasio, se conocen como oxidantes fotoquímicos. El ozono y el NPA están presentes en las más altas concentraciones, y los efectos peljudiciales del neblumo fotoquímico se relacionan por lo general con la concentración de dichas especies. Los aerosoles formados durante las reacciones químicas que crean el neblumo causan una notable reducción de la visibilidad, y dan a la atmósfera un matiz parduzco. El ozono ataca al hule sintético, con lo que reduce la vida de la llantas, el aislamiento de hule, etc. Se pueden colocar inhibidores del ozono dentro de los productos de hule. También ataca la celulosa de los textiles, reduciendo la resistencia de dichos artículos. Todos los oxidantes decoloran las telas. Los oxidantes, principalmente el NP A y el NPB, causan severa irritación en los ojos, y en combinación con el ozono irritan la nariz y la garganta, producen constricción del pecho, y a concentraciones altas (3,900 ¡..tg/m 3 ) producen fuerte tos e incapacidad de meditación. La tabla 1.6 presenta un resumen de los efectos del ozono y los oxidantes fotoquímicos ( 31 ). l.S.D

Asbestos y metales

Muchos estudios han mostrado una incidencia mayor de la esperilda del cáncer bronquial entre individuos cuyas ocupaciones los exponen al asbesto. Además, el asbesto ha sido identificado como

55

EFECTOS DE LOS HIDROCARBUROS, OXIDOS DE NITROGENO

Tabla 1.6 Efectos sobre la salud debido al ozono y los oxidantes fotoquímicos. Ozono

Concentración (ppm)

(J.lgfm 3 )

Exposición

0.02 0.03 0.10

40 60 200

1 hora 8 horas 1 hora

0.30

590

2.00

3,900

Horas continuas de trabajo 2 horas

0.05 0.10 0.13

(J.lg/m3)

100 200 250

0.03 0.08

160

Grietas en el hule estirado Daños en la vegetación Aumento en la resistencia a la respiración Irritación en la nariz y la garganta, constricción al pecho Tos violenta Oxidantes fotoquz'micos

Concentración (ppm)

Efectos

Exposición

Efectos

4 horas

Daños a la vegetación Irritación a los ojos Máximo de 1 h diaria Agravación de las enfermedades respiratorias Impedimentos en el rendimiento 1 hora de los atletas Normas para la calidad del aire máximo de 1 h

FUENTE: National A ir Pollution Control, A ir Quality Criteria for Photochemical Oxidants, AP-63, Washington, D.C.: HEW, 1970.

un factor causal en el desarrollo del cáncer en las membranas que revisten el pecho y el abdomen. El berilio ha demostrado también ser peligroso para la salud, al producir efectos letales de inhalación tanto agudos como crónicos, así como ser causa de daños a piel y ojos (32). La mayoría de los casos conciernen a una exposición ocupacional La exposición a los vapores metálicos del mercurio causa daños al sistema nervioso central y a los riñones. Además, el mercurio se puede acumular en el sistema corporal y dañar el cerebro. Debido a estos riesgos probados, se establecieron normas de emisión, en 1973, para asbesto, berilio y mercurio. La norma del asbesto estipula cómo se debe aplicar el material de asbesto, así como las precauciones que se han de tomar en su manufactura y en la demolición de los edificios. La norma para el berilio se aplica a procesos industriales que implican el uso del berilio, el mineral de berilio y las aleaciones que contienen más del 25 por ciento de berilio por peso, y estipula las tasas de emisión para dichos procesos. La norma del mercurio se aplica a fuentes estacionarias que procesan mineral de mercurio, recuperan el mercurio, y usan celdas cloroalcalinas para producir gas cloro e hidróxidos metálicos alcalinos.

56

1.9

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

DANOS A LA VEGETACION

Los daños a las plantas causados por la contaminación del aire, ocurren por lo general en la estructura de la hoja, ya que ésta contiene los mecanismos de construcción de toda la planta. Una hoja se puede dividir en tres regiones. La epidermis forma una capa protectora en el exterior. El mesofilo es la sección central de la hoja, y contiene dos capas, denominadas la empalizada y el parénquima esponjoso. Además, una densa red de venas atraviesa toda la hoja desde su base o pedúnculo. Las venas suministran el sistema de transporte del agua y de otros productos químicos que se transfieren a otras partes de la planta. Son de especial interés en los estudios de contaminación del aire, las aberturas desde la epidermis hasta el mesofilo, llamados estomas. Los gases y vapores entran y salen de la estructura de la hoja a través de los estomas, cada uno de los cuales está rodeado por células de defensa que abren o cierran los estomas. Entre lvs gases tóxicos a la vegetación y que se encuentran con mayor frecuencia, están el dióxido de azufre, ozono, NPA, fluoruro de hidrógeno, etileno, cloruro de hidrógeno, cloro, sulfuro de hidrógeno y amomaco.

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El efecto sobre las hojas por exceso de S0 2 en la atmósfera aparece como una lesión celular en el área esponjosa del parénquima en el mesofilo, seguido por lesiones en la región de palizada. Durante el ataque inicial la hoja parece empapada de agua. Al secarse aparece un color blanquizco o de marfil· en las áreas afectadas. Existe aparentemente un valor de umbral por debajo del que la hoja es capaz de consumir el gas sin causar daños. Un valor citado de umbral es para una exposición de 0.3 ppm (785 ¡.tgjm 3 ), sostenida durante 8 horas. Concentraciones de 0.3 a 0.5 ppm durante varios días conducen a lesiones crónicas en las plantas sensibles. El S0 2 entra directamente a las estomas y las células de la planta en el mesofilo lo convierten en sulfito y luego en sulfato. Al parecer, cuando existe un exceso de SO 2 , las células son incapaces de convertir el sulfito en sulfato con suficiente rapidez, y comienza la ruptura de la célula. La espinaca, lechuga y otros vegetales con hojas son los más sensibles, como lo son el algodón y la alfalfa. Las agujas de los pinos se ven también afectadas, y ya sea la punta de las agujas o todas ellas, se vuelven pardas y quebradizas, Una cantidad considerable de literatura (más de 40 artículos en la referencia 22) trata de los daños a las plantas causados por los compuestos de azufre.

HTCTOS DE LOS HIDROCARBUROS, OXIDOS DE NITROGENO

57

Ozono Los efectos del ozono en la vegetación se observaron por primera vez a fines de la década de los años 50. Ataca primero la región de la empalizada en el mesofilo. La estructura de la célula falla y aparece una pigmentación punteada, color pardo rojizo en la superficie superior. Las puntas de las agujas de las coníferas se vuelven pardas y necróticas. Las espinacas, los frijoles pintos, los tomates y los pinos blancos son especialmente sensibles ( 33). Parece ser que una gran cantidad de pinos en algunos de los estados del oeste norteamericano se están muriendo como resultado de la prolongada exposición a los oxidantes fotoquímicos. El umbral de daño ha sido estimado en alrededor de 0.03 ppm (59 ¡.tgjm 3 ) para una exposición de 4 h. El daño a las plantas citadas se ha observado a concentraciones de O.1 ppm o menos para períodos de exposición de 1 a 8 h. Una concentración de 0.06 ppm por 3 ó 4 h perjudica a la alfalfa. El retardo en el crecimiento de los cítricos ha sido atribuido también al ozono. NPA

El nitrato de peroxiacetilo ataca las células del parénquima esponjoso que rodean el espacio de aire en el que se abren los estomas. El principal efecto visible es el plateado o bronceado del área inferior de la hoja. La concentración para producir daños se estima en O.O 1 ppm para una exposición de 6 h, a pesar de que las petunias han sido afectadas a 0.005 ppm para una exposición de 8 h. Las hojas más jóvenes, en términos de madurez, son más sensibles.

Fluoruro de hidrógeno Los fluoruros se comportan como venenos acumulativos para las plantas. Aun cuando estén expuestas a concentraciones extremadamente bajas, las plantas acumularán una cantidad suficiente para dañar al tejido de las hojas. El efecto más inmediato será la aparición de quemaduras en la punta y el borde. Parece que el tluoruro entra por los estomas y el flujo normal del agua lo conduce a la punta y el borde. Finalmente, las células interiores se deshacen. Al fallar y secarse las células, el área dañada adquiere un color pardo oscuro o café. Una estrecha línea de color pardo rojizo, formada por tejido muerto separa claramente la región nccrótica del área saludable. Se h
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EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

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Etileno

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Entre los hidrocarburos más comunes, el etileno parece ser el único que causa daños a las plantas a niveles ambientales conocidos. Las concentraciones de etileno de 0.001 a 0.005 ppm han causado daños a las plantas sensibles. Los efectos del etileno incluyen la caída de las flores y alteraciones en la abertura apropiada de la hoja. Se han establecido los daños a las orquídeas y el algodón. Se ha reportado como pauta un umbral de daño de 0.005 ppm para una exposición de 6 h. Otros gases y vapores, tales como el cloruro de hidrógeno, cloro, sulfuro de hidrógeno y amoníaco, entre otros, pueden ser causa de una dramática alteración del tejido de la hoja cuando se expone l.a planta a niveles mayores de 1 ppm. Afortunadamente, estos niveles no se alcanzan por lo general sólo cuando hay derrames accidentales. En la literatura ( 34) aparece una excelente lista de la susceptibilidad de más de 200 variedades de plantas ante 13 contaminantes diferentes. Esta lista está incompleta debido a que no ~e ha evaluado cada planta para todos los contaminantes. Se puede encontrar información acerca de los daños causados por los contaminantes gaseosos del aire en las publicaciones oficiales de Estados Unidos acerca de los criterios de calidad del aire, así como en "Recognition of Air Pollution Injury to Vegetation", publicados por la Air Pollution Control Association (33). 1.10

ORIGENES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

Una vez que se hayan estudiado cuidadosamente algunas sustancias seleccionadas y que se les haya declarado como contaminantes del aire, es de interés inmediato conocer las principales fuentes de dichas sustancias. Las partículas sólidas que existen en la atmósfera son generadas por la combustión de combustibles tales como el carbón y el combustólco en hornos estacionarios y de la gasolina, aceite diesel y combustible para motores de turbina en fuentes móviles. Los procesos de fabricación como el molido, fundición, trituración y molienda de granos también contribuyen a la contaminación del aire. La principal fuente de los óxidos de azufre proviene del consumo de combustibles que contengan azufre. Sin embargo, algunos compuestos de azufre son liberados a la atmósfera durante el procesamiento de minerales y de los procesos de fabricación que utilicen ácido sulfúrico. El monóxido de carbono es generado principalmente por la combustión incompleta de los combustibles carbonáceos en motores de automóviles y unidades de calefacción. Los hidrocarburos no quemados son el resultado de la combustión incompleta de los combustibles y durante la refinación del petróleo. Una porción relativamente pe-

ORIGENES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

Tabla l. 7 Emisiones estimadas para 1977 (1 0

6

59 toneladas métricas/año). (Datos

para Estados Unidos.)

Contaminante

co

Transporte

SOx NOx CxH;v Paruculas

85.7 0.8 9.2 11.5 1.1

Total Por ciento

108.3 55.9

Gasto del combustibie en fuentes estacionarias

Procesos industria les

Disposición de los residuos sólidos Misceláneas

o.

o.

-42.9

8.3 4.2 0.7 10.1 5.4

-28.7

0.1 0.7 0.4

0.1 4.5 0.7

22.1

14.8

3.8 2.0

10.2 5.2

1.2 22.4 13.0 1.5 4.8

2.6

4.9

Total

102.7 27.4 23.1 28.3 12.4 193.9

NOTA: Un cero indica emisiones de menos de 50,000 toneladas métricas al año.

queña proviene de otras operaciones como la limpieza en seco, la evaporación de capas industriales y la limpieza de las piezas manufacturadas. Los óxidos de nitrógeno se forman en un proceso de combustión cuando el nitrógeno del aire o en el combustible se combina con el oxígeno a elevadas temperaturas. Una muy pequeña cantidad de los óxidos es liberada en las plantas que emplean o fabrican ácido nítrico. En la tabla l. 7 se presentan las emisiones producidas en Estados Unidos durante 197 7, procedentes de las principales fuentes de contaminación del aire. Otros datos publicados podrán mostrar algunas desviaciones de esta tabla; no obstante que las cantidades reales pueden no ser exactas, las magnitudes relativas tienen su valor al indicar el nivel del problema asociado con cada contaminante. En la tabla l. 7 se ve que el transporte constituía la principal fuente de contaminación en 1977, sobre la base del tonelaje, seguida por la industria en general y la generación de la energía eléctrica. A fin de mejorar la calidad del aire que nos rodea, nuestros mayores esfuerzos se deben dirigir a reducir la contaminación procedente de dichas fuentes. Los niveles anuales de emisión de los cinco principales contaminantes, estimados para 1970 y 1977, y los pronosticados para 1985 se indican enlatabla 1.8. Nótese que las predicciones indican un aumento en los niveles de dos de los contaminantes, mientras que indican una disminución para los otros tres. Los efectos perjudiciales de los contaminantes del aire no son equivalentes sohrc> una base de igualdad de masa. Es decir, una concentración dada de so2' por ejemplo, puede que sea más nociva para la salud que una concentración equivalente de monóxido de carbono.

Ef."LCTOS Y FUENTES DF LOS

60

CONTAMINANTL~S

DFL AIRF

Tabla 1.8 Emisiones estimadas en Estados Unidos para 1970 y 1977 y pronosticadas para 1985 (millones de toneladas/año).

1970 1977 1985

co

HC

SDx

NDx

112.4 113.0 45.3

32.5

32.8 30.1 31.0

21.6 25.4 22

31.1 21.4

Part{culas 24.4 13.6

ll.O

FUENfF.: Datos para 1970 y 1977, del EPA National Emissions Trcnds Rcport, 1977; proyección pam 1985, DOE Report, 19B5 Air Pollution Emissions.

Por tanto, mientras que la información presentada en las tablas l. 7 y 1.8 tiene su importancia, estos datos no presentan el verdadero impacto de los contaminantes del ambiente. Algunos autores (35) han propuesto que la cantidad de un contaminante se debe multiplicar por un "factor de tolerancia" para así obtener un índice combinado de contaminación como la verdadera medida de su total contribución a la contaminación del aire.

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PREGUNTAS

1

l. Comentar las causas de la contaminación del aire. 2. ¿Qué constituye un contaminante del aire? 3. ¿Por qué el vapor de agua y el dióxido de carbono no contaminan la atmósfera según un contexto convencional? 4. Enumerar los contaminantes para los que se han establecido normas de calidad del aire. 5. ¿Por qué se han establecido normas de emisión para el asbesto, berilio y mercurio cuando no existe norma alguna para la calidad del aire? 6. Estimar el rango visual en una atmósfera que contenga pequeñas part!'cu3 las con una concentración de 150 ¡J.g/m . 7. Explicar cómo se podría emplear la relación dada por la ecuación 1.4 en la operación de un medidor para determinar la densidad del humo en un motor diese!. 8. ¿Qué dificultades se encontrarán al desarrollar un medidor en la determinación de la concentración de partículas en una pluma, con base en la luz transmitida a través de la pluma? 9. ¿cuáles son los efectos de las partículas en la salud? ¿Qué rango de tamaño de partículas tendrá mayor importancia en el deterioro de la salud? 10. ¿cuál es el efecto delCO en el cuerpo humano? 11. ¿sobre qué base se fijó la norma para la (:alidad del aire en el caso de los óxidos de nitrógeno? 12. ¿cuál era la fuente principal de CO en Estados Unidos, en la década de los 70° 13. ¿cuál era la principal fuente de partículas en Estados Unidos en 197 7? ¿cómo ha cambiado desde 1966?

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PROBLEMAS

61

14. ¿cuáles son las cuatro suposiciones básicas para el control racional de la contaminación del aire en Estados Unidos?

PROBLEMAS 1.1 La norma de calidad del aire para el monóxido de carbono (CO) en el estado de California es de 10 ppm medidos durante un período de muestreo de 12 h. ¿cuál será la concentración equivalente en miligramos por metro cúbico a 25°C? 1.2 La norma primaria para la calidad del aire del dióxido de azufre es de 3 80 JJ.g/m de promedio anual. ¿cuál será la concentración equivalente en ppm a 25°C? 1.3 Una tormenta de viento en un día seco de verano aumentó la concentración de partículas en un área urbana hasta un nivel de 215 Jlgfm 3 . Determínese la concentración equivalente en granos por pk cúbico, para las condiciones de 1 atm y 25°C. 1.4 La concentración de ozono, (03) alcanza aveces un valor de 0.15 ppm durante un período de 1 h, en áreas urbanas que tienen problemas de neblumo fotoquímico. Determínese cuál será el porcentaje con que sobrepasa este nivel la norma federal de ambiente de 240 Jlg/m 3 para el tiempo dado, si la temperatura es de 25°C? 1.5 La concentración de monóxido de carbono (CO) en el humo del cigarro alcanza niveles de 400 ppm o más elevados. Para este valor en particular, determínese el por ciento en volumen y la concentración en miligramos por metro cúbico, a 25°C y 1 atm. 1.6 La norma primaria de calidad del aire para el NOz, expresada como 3 promedio anual de N0 2 es de 100 JJ.g/m • ¿cuál será la concentración equivalente en ppm a 25°C? l. 7 La concentración de partículas en una ciudad grande se reporta como 3 160 ¡J.g/m en determinado día. a) Convierta este valor, que es relativamente alto para una atmósfera urbana, a granos por pie cúbico. b) En situaciones industriales donde las partículas se llevan por duetos hasta el equipo de colección, la "carga" de polvo puede ser tan alta 3 como 1 O gr/pie . En esta situación, ¿cuál será la concentraci§n equivalente en microgramos por metro cúbico? 1.8 Se observa que la visibilidad debida soJamente a la dispersión es de 2 millas. ¿Qué porcentaje de luz pasará por una longitud de 0.2 millas si el límite de visibilidad se define como a) una reducción del 98 por ciento y b) una reducción de 99 por ciento en la intensidad original de la luz? 1.9 Si el límite de visibilidad se define como la distancia cuando 1/10 llega a un valor de 0.02, determínese entonces el por ciento de extinción que tiene lugar en el primer a) 1 O por ciento, b) 20 por ciento y e) 50 por ciento de la longitud del recorrido. 1.10 Reconsiderar el problema' 1.9 para la situación en que 1/10 es igual a 0.05. 1.11 Una dispersión uniforme de esferas con un diámetro uniforme de 0.8 ¡.J.m atenúa en 92 por ciento una fuente luminosa a una distancia de

EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

62

1.12

1.13 1.14

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1.15 1.16

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1.18

1.19

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prueba de 1,000 m. La densidad del material de la part{cula es de 1.15 g/cm 3 y la concentración de partículas en el aire es de 745 p.g/m 3 . De· 1 termínese a) el coeficiente de dispersión, en m - , si no se tiene en cuenta la absorción, b) el valor de la razón de dispersión, K, para la sustancia y e) el límite de visibilidad en kilómetros. Una visibilidad de 2 millas caracteriza una atmósfera que contiene gotitas de aceite con un diámetro de 0.4p.m y una gravedad específica de 0.83. ¿cuál será la concentración estimada de las gotitas, en microgramos por metro cúbico, si m = 1.50 y se usa el rango medio del espectro visible? Se sabe que la visibilidad debido sólo a la dispersión es de 2 millas. ¿Qué porcentaje de luz pasará a través de una longitud de 0.2 millas? 3 La atmósfera contiene 500 partículas/cm cuyo diámetro medio es de 1p.m y cuya densidad es de 1.5 g/cm 3 • La relación de dispersión del área, K, es de 2.5. Si ambos coeficientes, de dispersión y absorción son iguales, ¿cuál será el porcentaje de atenuación para un recorrido de la luz de 1 km? Deducir la ecuación (1.8) para el límite de visibilidad. Considerar la ecuación (1.4), modificada de la forma siguiente: l/1 0 = exp(- kCd), donde C es la concentración en ppm y k es una función de A que tiene unidades de ppm - 1 (milla) - 1 . Considerar d = 2 millas, C del N02 = 0.5 ppm y k = 1.05 y 0.18 para longitudes de onda de 0.500 p.m y 0.600 p.m, respectivamente. a) ¿cuál será el porcentaje de atenuación para estas dos longitudes de onda? b) Explíquese por qué el gas N0 2 luce con un color amarillo parduzco en la atmósfera. Considerar la ecuación (1.4), modificada de la forma siguiente: 1/1 0 = exp(- kCd), donde C es la concentración en ppm y k es una función de la longitud de onda que tiene unidades de ppm- 1 (milla)- 1 • Considérese la situación cuando d sea 1.0 milla y k sea 1.05 a 0.500 p.m. Durante un ensayo se encontró que l/1 0 era igual a a) 0.40, b) 0.75 y e) 0.90. ¿cuál será la concentración de N0 2 en partes por millón durante el ensayo? Un polvo con una densidad de 1.4 g/cm 3 , una relación K de dispersión en el área y un diámetro efectivo de 1.4p.m tiene una concentración en la atmósfera de 200 p.g/m 3 . Estimar el límite de visibilidad en kilómetros. Una corriente de aire cargada de polvo pasa a través de un filtro inicialmente limpio con una velocidad de flujo de 0.5 m/s. Después de un período de prueba de 4 h, se observa que la transmitancia es el 68 por ciento. Determinar a) la longitud equivalente del recorrido, en metros, b) el valor del Coh y e) el valor del Coh por 1 ,000 metros lineales. Se elimina el polvo de una corriente de aire haciéndola pasar por un filtro limpio. Después de un período de prueba de 5 h con una velocidad de flujo de 1.2 pies/s, se encuentra que la transmitancia es el 84 por ciento. Determinar a) la longitud equivalente del recorrido, en pies, b) el valor del Coh y e) el valor del Coh por 1 ,000 pies lineales. El valor del Coh por 1,000 pies es de 4. 7 pies, para una prueba que tomó 2 h y la transmitancia era el 65 por ciento de la de una muestra

BIBLIOGRAFIA

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1.23

1.24

1.25

63

limpia del filtro. a) ¿Qué velocidad del aire fue la que se usó durante la prueba, en pies por segundo? b) ¿cuál será la longitud equivalente del recorrido de la muestra colectada, en pies? Suponer que hay 5,000 ml de sangre en el cuerpo y que la sangre contiene normalmente 20 ml de 02 por 100 ml de sangre. Una persona respira con una tasa de volumen de 3.6 1 /m in, y que el aire contiene 600 ppm de CO. Determinar el tiempo requerido, en minutos, para que la sangre se sature en 60 por ciento con CO, si el nivel de CO en la sangre es inicialmente de a) O por ciento y b) 5 por ciento. Suponga que se absorbe todo el CO inducido en los pulmones. Considerar que el humo del cigarro contiene un promedio de 450 ppm de monóxido de carbono. Si el contenido promedio del oxígeno en el aire dentro de los pulmones es del 19.0 por ciento, ¿qué porcentaje del nivel de saturación alcanzaría en último término la concentración del COHb? Suponer que hay 4,800 mi de sangre en el cuerpo y que la sangre contiene normalmente 20 mi de 02 por 100 mi de sangre. Una persona que realiza un gran esfuerzo respira con una tasa de volumen de 4.2 1/min, y el aire contaminado contiene 100 ppm de monóxido de carbono. Determinar el tiempo requerido, en minutos, para que la sangre alcance una saturación de CO del 7 por ciento, si el nivel de CO en la sangre es inicialmente de a) O por ciento y b) 2 por ciento. Suponga que es absorbido todo el monóxido de carbono inducido en los pulmones. Considerar la situación en la que el gas en los pulmones de una persona contiene 220 ppm de monóxido de carbono y que el contenido medio de oxígeno es de 17.5 por ciento. Si se mantuvieran dichas concentraciones, ¿qué porcentaje del nivel de saturación alcanzaría eventualmente la concentración de COHb?

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EFECTOS Y FUENTES DE LOS CONTAMINANTES DEL AIRE

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Capítulo 2

La legislación federal y las tertdencias ert la reglamerttación

2.1

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INTRODUCCION

La existencia de la contaminación del aire y la necesidad de una legislación para proteger la salud y el bienestar de la población en general, no son fenómenos modernos. En la Inglaterra del siglo trece, la combustión del carbón bituminoso contaminaba la atmósfera de las áreas urbanas, en un grado tal que en 1273, el gobierno inglés promulgó una ley a fin de reducir la contaminación del aire procedente de dicha fuente. No obstante, no fue sino hasta la década del 40 en Estados Unidos de Norteamérica, que se iniciaron los esfuerzos para controlar el grado de contaminación del aire. Históricamente, las primeras medidas en contra de la contaminación del aire se tomaron en el estado de California, en vista de las condiciones cada vez peores dentro del estado y en especial en la cuenca atmosférica de Los Angeles. Pronto se observó que otras áreas urbanas del país experimentaban una disminución en la calidad del aire, a pesar de que se debía a menudo a razones diferentes de aquellas que condujeron específicamente al neblumo del tipo que predominaba en Los Angeles. Esto dio como resultado que se considerara necesaria la intervención federal en el área global de la contaminación del aire. El más importante desarrollo de las leyes legislativas y reglamentarias tuvo lugar durante el período de 1955 a 1970. Sin tener precedente alguno en que apoyarse (con excepción de una cierta legislación aplicada en el área de la contaminación del agua), los legisladores se veían obligados a variar el enfoque de cada ley sucesiva a fin de superar las deficiencias de las leyes precedentes. Sin embargo, para mediados de la década de los 40, ya estaba 67

68

LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

bien desarrollada la base filosófica para la reglamentación federal. Por supuesto que, en algunas áreas, las reglamentaciones presentes están en· continuo proceso de cambio ante la evidencia de los nuevos avances tecnológicos y económicos. Los problemas de la redistribución de la energía de la década de los años 70 han tenido también un impacto en las leyes y reglamentos promulgados por el gobierno federal para el control de la contaminación del aire. 2.2

HISTORIA DE LAS LEYES FEDERALES PROMULGADAS POR EL GOBIERNO

Las primeras leyes contra la contaminación del aire efectuadas por el Congreso norteamericano, son interesantes como ejemplos clásicos de los derechos federales en oposición con los derechos estatales. El Congreso no estaba dispuesto a conceder al gobierno federal un grado elevado de control, ya que los problemas de la contaminación eran esencialmente locales o regionales. A pesar de que algunas de las regiones afectadas abarcaban dos o más estados, se consideraba que el problema del control de la contaminación del aire debía estar bajo el mando estatal o local. A pesar de estar filosóficamente bien fundado, este enfoque demostró no ser práctico debido a una diversidad de razones. Por tanto la historia de la legislación sobre la contaminación del aire muestra una creciente intervención federal, especialmente en términos de las oficinas de reglamentación. Dicha historia se inicia en 1955.

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2.2.A La Ley para el Control de la Contaminación del Aire de 1955, Ley de Derecho Público 84-159, 14 de julio de 1955 Esta ley, la primera ley federal promulgada, era de alcance y potencial estrecho, debido en primer lugar a la indecisión del gobierno federal de invadir los derechos de los estados. La ley considera que la prevención y control de la contaminación en su origen constituye en primer lugar la responsabilidad de los gobiernos estatales y locales. No obstante, establece que el crecimiento y complejidad de los fenómenos de la contaminación del aire han provocado crecientes riesgos para la población. De aquí resulta que la asistencia financiera y el liderazgo federales son esenciales para la realización de los programas cooperativos federales, estatales, regionales y locales a fin de controlar y evitar la contaminación del aire. La ley de 1955 inició las acciones siguientes:

l. Investigación de los efectos de la contaminación del aire por parte del Servicio de Salud Pública.

HISTORIA DE LAS LEYES FEDERALES PROMULGADAS POR EL GOBIERNO

69

2. Provisión de asistencia técnica a los estados por parte del gobierno federal. 3. Entrenamiento de personal en el área de la contaminación del aire. 4. Investigación de la contaminación del aire dentro y fuera del domicilio. A pesar de que esta ley representaba un pequeño avance, era necesaria para poder identificar las fuentes de la contaminación del aire y el análisis de los efectos de la misma, y para tener una legislación efectiva y conseguir su aplicación por las oficinas reglamentarias, la que se desarrolló durante los 15 años siguientes. También se observará que la Ley Británica del Aire Puro se promulgó poco tiempo después de esta legislación, en 1956. El Ímpetu de esta ley británica se debió al grave caso de contaminación que ocurrió en Londres en diciembre de 1952, seguido por una niebla e inversión similares en enero de 1956. 2.2.B Enmiendas a la Ley de Control de la Contaminación de 1960, Ley de Servicio Público 86-943, junio de 1960, y Enmiendas de 1962, Ley de Servicio Público 87-761, octubre de 1962 A pesar de que no fue sino hasta 1963 que se introdujo un cambio importante en el programa federal global para el control y disminución de la contaminación del aire, se trata de una pequeña pero importante enmienda a la ley de 19 55, aprobada por el Congreso en 1960. En vista de las condiciones cada vez peores en las áreas urbanas debido a una creciente contribución a la contaminación del aire de parte de las fuentes móviles, el Congreso ordenó al inspector general de sanidad que llevara a realizar un estudio a fondo de las emisiones de los vehículos de motor, respecto a sus efectos sobre la salud. Este estudio se terminó en 1962 y se informó al Congreso ( 1 ). Esto dio por resultado que se hicieran enmiendas adicionales a la ley de 1955, en octubre de 1962. Esta enmienda requería que el inspector general de sanidad llevara a cabo estudios que relacionaran los efectos de las emisiones de los vehículos a motor con la salud. En la ley de 1963 se incluyó un proceso más formal para una revisión continua del problema de la contaminación causada por los vehículos a motor. 2.2.C

La Ley del Aire Puro de 1 963, Ley de Derecho Público 88~206, diciembre de 1963

A pesar de no constituir un aspecto importante de la legislación, la Ley del Aire Puro de 1963, aportó por primera vez fondos federales

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para la investigación y la asistencia técnicas. Los legisladores continuaron expresando su gran preocupación respecto a los derechos estatales, y no quedaba aclarado en dicho momento de la historia el modo en que se debían dividir las responsabilidades para el control de la contaminación del aire entre los gobiernos federales, estatales y locales. Sólo en el caso del comercio interestatal resultó ser evidente la necesidad de la jurisdicción federal, basándose en la legislación federal previa en otras áreas. De este modo, la ley estimulaba los programas estatales, regionales y locales para el control y disminución de la contaminación del aire, mientras que la autoridad federal se reservaba el derecho de intervenir en los conflictos interestatales. De este modo se conservaba el sistema clásico 'de tres niveles. Al mismo tiempo, la ley reconocía la necesidad de una implicación estatal y local de la puesta en práctica y ejecución de programas efectivos. En este tiempo específico, sólo 13 estados habían aprobado leyes que proveían el control estatal global de la contaminación del aire. Específicamente la ley de 1963 estipulaba: l. Aceleración de los programas de investigación y entrenamiento. 2. Donaciones iguales a las oficinas estatales y locales para los programas de reglamentación y control de la contaminación del aire, donde el gobierno federal pagaría de dos tercios a tres cuartos de los costos. 3. Desarrollo de criterios para la calidad del aire. 4. Iniciar esfuerzos para controlar la contaminación del aire en todos los servicios federales. 5. Autoridad federal para disminuir la contaminación interestatal del aire. 6 .. Estimular los esfuerzos. por parte de las compañías a u tomo trices y las industrias de los combustibles para evitar la contaminación.

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En el artículo 5, la autoridad federal para la observación forzosa de la ley, se limitaba estrictamente a aquellas situaciones donde la contaminación e11 un estado podría poner en peligro la salud y el bienestar públicos en otro estado. Son dignas de notar otras dos provisiones de la ley, ya que condujeron a una importante legislación subsiguiente en lasleyesc;lelacontaminacióndel aire de 1967 y 1970: 1) desarrollo de criterios para la calidad del aire, los que se usarían como guías para establecer las normas de la calidad del aire y las normas de emisión, y 2) autoridad en la investigación para desarrollar métodos para eliminar el azufre de los combustibles. La Ley del Aire Puro de 1963 estipulaba un proceso formal para la revisión del estado del problema de la contaminación debido a vehículos de motor. Se formó un comité técnico con representantes

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de los departamentos de Sanidad, Educación y Bienestar, la industria automotriz, los fabricantes de dispositivos de control y los productores de combustibles para los motores. Se dieron instrucciOnes a1 comí té para estudiar el progreso de las medidas de control, e indicar aquellas áreas específicas en donde se necesitaran investigaciones y desarrollos adicionales. Estas investigaciones iniciales de las fuentes móviles condujo a la siguiente legislación federal que se ocupaba de los vehículos de motor. 2.2.D

Ley del Control de la Contaminación del Aire por los Vehículos de Motor, de 1965, Ley de Derecho Público 89-272, 20 de octubre de 1965.

Al año siguiente de la ley de 1963, se convocaron importantes audiencias en el Congreso, para tratar del control de las emisiones de los automóviles. En un resumen de las audiencias (2) se encuentra el siguiente plan te amiento: En las audiencias de 1963 se consideró a las emisiones de los automotores como responsables de cerca del 50 por ciento de los problemas nacionales de la contaminación del aire. Constituye, en muchos aspectos, la fuente más importante y crítica de la contaminación del aire, y sin duda aumenta su gravedad a pesar de Jos esfuerzos preliminares y aislados para controlarla.

El resultado de estas audiencias fue la Ley del Control de la Contaminaciún del Aire por Vehículos de Motor del año 1965, que era, en realidad, una enmienda de la Ley del Aire Puro de 1963. La ley de 1965 reconocía formalmente la posibilidad técnica y económica de establecer normas para la emisión automotriz. Reconocía también que el control local no sería práctico, y se originaría gran confusión si hubieran normas diferentes en los 50 estados. Por tanto, se deberían establecer normas nacionales para las emisiones del escape de los automóviles. Basándose en dichas audiencias se consideró factible aplicar sobre una base nacional las normas de emisión. para hidrocarburos y el monóxido de carbono, entonces sólo en vigor en el estado de California. La industria automotriz arguyó que no era práctico establecer normas nacionales para la emisión, pero estuvo de acuerdo en aplicarlas en los modelos de vehículos para 1968. La ley de 1965 estipulaba tambi{:n que los controles se harían más rigurosos según se dispusiera de avances tecnológicos junto con costos razonables. El estado de California obtuvo un aplazamiento para la aplicación de los requerimientos en los vehículos de motor, a fin de que pudiera promulgar normas más apropiadas para los problemas de carácter único de la contaminación del aire en dicha región. Aparte de los requerimientos para la emisión de los contaminantes debidos a vehículos de motor, la Ley enmendada del Aire Puro de

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1965, confirió también al ministro de sanidad, la autoridad para intervenir" en los problemas interestatales de contaminación de aire, que tuvieran una "importancia sustancial". 2.2.E

La Ley de la Calidad del Aire de 1967, Ley de Derecho

Público 90-148, 21 de noviembre de 1967 A principios de 196 7, la controversia sobre las normas nacionales de emisión, aplicadas regionalmente, en oposición alas normas regionales, aplicadas regionalmente, estuvo sometida a un intenso debate en el Congreso. Por supuesto que las normas nacionales de emisión infringían los derechos de los estados. El30 de enero de 196 7, el Presidente J ohnson propuso normas nacionales de emisión para las industrias que "contribuían intensamente a la contaminación del aire" (3 ). No obstante, el Comité de Obras Públicas del Senado opinaba que otras consideraciones anulaban los argumentos a favor de las normas nacionales de emisión. El proyecto de ley por Muskie rechazó las normas nacionales y trató de poner en práctica un programa de control federal dentro del contexto de las tradicionales instituciones del gobierno. El éxito subsiguiente dependería del grado de cooperación entre~los diversos niveles gubernamentales. No obstante, la ley suministró un estudio de dos años sobre el concepto de las normas nacionales de emisión para las fuentes estacionarias, y este estudio sirvió de base para la acción legislativa de 1970. Entre las provisiones de la Ley de la Calidad del Aire, se encuentran:

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l. El establecimiento de ocho áreas específicas en Estados Unidos sobre la base de meteorología, topografía y clima comunes. (Nunca se ha aclarado el objetivo de esta subdivisión geográfica, y nunca sirvió para ningún fin provechoso). 2. Designación de "regiones de control de la calidad del aire" (RCCA) dentro del territorio de Estados Unidos, ya sea dentro o entre los estados. Dentro de cada RCCA se debería efectuar una evaluación a fin de determinar la naturaleza y el grado del problema de contaminación, incluyendo informaciones tales como los datos meteorológicos, datos sobre la calidad del aire ambiente y un inventario de las emisiones. 3. Desarrollo y difusión de criterios sobre la calidad del aire (CCA) para contaminantes específicos que muestran efectos identificables sobre la salud y el bienestar. 4. Desarrollo y difusión de la información sobre las técnicas recomendadas para el control de la contaminación (las que condujeron a la evolución de informes sobre la técnica de

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control de la contaminación). Basándose en esta información, el gobierno federal podría recomendar a las agencias de control, estatales y locales, las tecnologías disponibles para alcanzar los niveles de la calidad del aire indicadas por los informes de los criterios de la calidad del aire. Dichas recomendaciones requerirían el comienzo de una investigación conjunta de la industria y el gobierno a fin de desarrollar y demostrar la tecnología. 5. Requerimiento de un programa a tiempo fijo para que las agencias estatales y locales, establecieran normas de la calidad del aire consistentes con los criterios de calidad del aire. Se le permitía a los estados establecer normas más elevadas que las recomendadas en los informes sobre los criterios. Si el estado no actuaba, el secretario de sanidad tenía la autoridad para establecer normas de calidad del aire para cada región de calidad del aire. El estricto programa de tiempo concedía 90 días para registrar una carta de intención después de recibir cualesquiera criterios sobre la calidad del aire y técnicas de control para un contaminante específico, adopción de normas para la calidad del aire dentro de 180 días después de las audiencias públicas, y puesta en práctica de las normas dentro de otros 180 días. Había que seguir dicho procedimiento para cada contaminante. Si el estado no ponía efectivamente en vigor dentro de 180 días después de haber recibido la notificación del ministerio de salud, el Fiscal General de Estados Unidos podría demandar al estado. De este modo, se le asignaba al Estado la responsabilidad primaria para la acción, pero se proporcionó una muy poderosa autoridad federal de respaldo. En los dos años subsiguientes a la puesta en vigor de la Ley de la calidad del Aire de 196 7, el programa federal no se puso en operación de acuerdo con la tabla requerida de tiempo. Para 1970, sólo se había designado un limitado número ( 1 08) de RCCA. La Administración Nacional para el Control de la Contaminación del Aire (ANCCA), que dirigía la supervisión federal de la totalidad del programa, carecía de personal suficiente. Además, el procedimiento de las audiencias y aspectos afines, para establecer las RCCA demostró ser demasiado complicado. Por ello, tanto el Presidente como el Congreso, propusieron una nueva legislación a principios de 1970. 2.2.F

Ennúendas a la Ley del Aire Puro (1970), Ley de Servicio Público 91-604, 31 de diciembre de 1970.

El día primero del año de 1971 se anunció el comienzo de una nueva década ambiental, ya que con el nuevo aí'lo entró en vigor una nueva ley

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para el control de la contaminación del aire. El día anterior, el Presidente Nixon firmó la ley conocida como las Enmiendas a la Ley del Aire Puro del año 1970. Estas enmiendas ampliaban la extensión geográfica del programa federal dirigido a la prevención, control y disminución de la contaminación del aire, procedente de fuentes móviles o estacionarias. Todas las funciones administrativas anteriormente asignadas al secretario de salud fueron transferidas al administrador de un organismo de nueva creación, la Agencia de Protección Ambiental ( AP A). La industria, las agencias federales y los administradores estatales se enfrentaron a nuevos requerimientos y nuevos plazos. La principal meta de la ley fue la obtención de aire puro en toda la nación para la mitad de la década, esto es, para julio de 1975. Las principales disposiciones de la ley eran las siguientes: l. Se solicitaron esfuerzos adicionales en la investigación. Parte de los $350 millones para ser gastados durante 3 años, se destinó a la investigación de los combustibles de fuentes estacionarios. Se le dio especial atención a los métodos a) métodos de limpieza de los combustibles antes de someterlos a la combustión, b} técnicas de combustión mejoradas, y e) métodos para producir combustibles nuevos o sintéticos que tuvieran un potencial más bajo para crear emisiones contaminadoras. En la legislación se incluía una autorización total de $45 millones para realizar estudios fundamentales sobre la contaminación del aire. Se asignaron $15 millones para investigación de los efectos sobre la salud y el bienestar por los contaminantes del aire, especialmente los efectos a largo plazo sobre individuos altamente susceptibles. Un segundo estudio de $30 millones serviría para evaluar la causa y efectos del ruido, considerándolo como un tipo de contaminación. De este modo, dicha ley reconocía por primera vez la necesidad de considerar el aumento de los niveles de ruido en las áreas urbanas. Se había de establecer, dentro del marco de la AP A, una Oficina para la Disminución del Ruido, considerado, como ya se dijo, una forma de contaminación. Los estudios realizados por dicha oficina conducirían a recomendaciones para una futura legislación adecuada. 2. Se autorizaron programas adicionales de financiamiento, estatales y regionales, y concesiones para ajustar el establecimiento de las normas que se han de poner en práctica. 3. Normas nacionales para la calidad del aire ambiental. Estas normas, que incluían las normas primarias para la protección del bienestar público, serían establecidas por la APA. Las normas primarias para la calidad del aire ambiental, y basándose en dichos criterios, y teniendo en cuenta un adecuado margen de seguridad, y "cuyo alcance y mantenimiento constituyan, a juicio del administrador, un requisito para la protección de la salud pública."

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4. Sería necesario completar la designación de las regiones de control de la calidad del aire. Se requería la inclusión de todas las áreas en un estado dentro de las regiones de control de la calidad del aire. Se conservaban las RCCA existentes, y se suministraba un mecanismo para designar las subsiguientes. Como resultado de esta acción, para el 31 de marzo de 19 71 se había designado un total de 235 RCCA. El 97 por ciento de las mismas eran interestatales. Para mediados de 197 5, el número de RCCA totalizaba 24 7. 5. Los planes de ejecución para el cumplimiento de las normas debían ajustarse a programa, pero serían los estados los que seguirían iniciando dichos planes. Se requería el establecimiento de planes dentro de todo el estado para lograr ponerlos en práctica para obtener, dentro de un período de 3 años, normas de salud, primarias o públicas. La sección 107 de la ley de 1970 establece que "cada estado tendrá la responsabilidad primordial de asegurar la calidad del aire dentro del área geográfica total, que comprende cada estado, al someter un plan de ejecución para dicho estado, cuyo plan especificará el modo como se alcanzarán y mantendrán las normas primarias y secundarias de la calidad del aire ambiente, dentro de cada región de control de la calidad del aire en cada estado". A pesar de que los métodos utilizados en cada RCCA pudieran ser diferentes, todos los métodos tendrán como resultado el cumplimiento de las normas. Habría que establecer normas para la calidad del aire ambiental y planes de ejecución, ambos a nivel nacional, para el so2' la materia particulada, el monóxido de carbono, los hidrocarburos, y los oxidantes, así como óxidos de nitrógeno, plomo, materia orgánica polinuclear, fluoruros y olores. 6. Se requerirían normas de funcionamiento para las nuevas fuentes estacionarias. Cada estado tendría que poner en vigor las normas de funcionamiento. De este modo, la ley demanda explícitamente la retención de la autoridad del estado para el control de las emisiones de la contaminación del aire. Aproximadamente 19 industrias se enfrentaron con el control de 14 agentes escogidos, los que por lo general son específicos para dichas industrias. Estos agentes incluyen arsénico, gas, cloro, ácido clorhídrico, cobre, manganeso, níquel, vanadio, zinc, bario, boro, cromo, selenio, pesticidas y sustancias radiactivas. Antes de que una nueva fuente estacionaria pudiera operar, se requería que inspectores estatales o federales certificaran que los controles funcionarían. (Es más que probable que dichas normas cambiarán en el futuro). Las nuevas fuentes estacionarias tendrían que conservar dicho acuerdo durante todo el período de vida de la planta. 7. Habría que establecer. normas nacionales de emisión para los contaminantes peligrosos del aire; dichas normas se aplicarían tanto a

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las plantas existentes como a las nuevas. Los agentes peligrosos incluían el plomo, mercurio, cadmio y asbesto. Eran posibles las exenciones. 8. Se requería que las industrias monitorearan y conservasen registros de emisión y que los pusieran a la disposición de los funcionarios de la APA. Esta provisión incluía el derecho de entrada a fin de examinar los registros. 9. Imponía multas y penas por acción criminal en la violación de los planes de ejecución, las normas de emisión, normas de funcionamiento, y otros delitos semejantes, siendo más severas que en la ley anterior. La convicción por una violación consciente era motivo de una multa de $25,000 por día, o pena de un año de prisión, o ambas. Para una segunda violación consciente, la pena aumentaba a $50,000 por día de violación, 2 años de prisión, o ambas. 10. Las normas de emisión de los automóviles, se deberían establecer con una reducción del 90% sobre los niveles parcialmente controlados de 1970. Esta parte de la ley era y permanece siendo muy controvertida, puesto que los niveles de funcionamiento los establece el propio Congreso. Un enfoque igualmente válido hubiera sido extender a la APA el permiso para establecer normas a la luz de las mejoras en- desarrollo en el equipo, tanto tecnológicas como económicas, con lo que hacía algo más flexible la ley. Se le confería al administrador de la APA el poder de conceder una sola extensión de un año, si la evidencia indicaba que sería prudente. Con la perspicacia retrospectiva adquirida en los 9 años transcurridos desde la firma de la ley (en el momento que esto se escribe), se puede llegar a la conclusión de que una provisión más flexible en la ley original le hubiera ahorrado tanto a la industria como al público muchos conflictos. Hoy, con el factor adicional de la escasez de formas aceptables de energía, ha sido necesario enmendar la ley varias veces, a fin de suministrarle la flexibilidad requerida. 11. Se habría de estimular el desarrollo de vehículos de baja emisión por medio de asignaciones monetarias para la investigación. Se autorizó una suma de $89.1 millones para un programa de 6 años (1970-1975) a fin de desarrollar una alternativa de baja emisión para el motor estándar de combustión interna. 12. Las normas para las emisiones de los aviones tendrían que ser establecidas por la AP A. 13. Se permitía a los ciudadanos establecer demandas "contra cualquier persona, incluyendo los Estados Unidos, que se pudiera alegar que violaban las normas de emisión o una orden expedida por el administrador". También se podían establecer demandas contra el administrador, pero sólo cuando dejaba de actuar en los casos en que la ley especificaba que era su deber hacerlo. La ley taruhién prohibía

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al gobierno federal firmar contratos con cualquier compañía que violara la ley de la calidad del aire. Por tanto, las enmiendas de 1970 a la Ley del J·\.lre Puro, suministraron por primera vez a) normas nacionales para la calidad del aire ambiental, b) normas nacionales para la emisión de fuentes estacionarias, y e) normas de funcionamiento para las plantas existentes. Inició también el estudio de la emisión de los aviones. Fuera del área de la contaminación del aire, se habrían de estudiar las causas y efectos de la llamada contaminación por ruido, y a entregar un informe al Congreso. Con respecto a las emisiones automotrices, se debía alcanzar 90 por ciento de control de los hidrocarburos y el monóxido de carbono en los modelos 197 5, y 90 por ciento de reducción en las emisiones de NOx para los modelos del año siguiente. Estas metas finales ya han sido alteradas en dos años y están en vigor valores provisionales para emisiones permitidas (tan cerca como 1975). En el capítulo 10 se trata más detalladamente el tema). Por tanto, ya han sido modifindas algunas de las metas establecidas por la ley. 2.2.G

Enmiendas de 1977 a la Ley del Aire Puro, Ley de Derecho Público 95-95, 7 de agosto de 1977

Las Enmiendas de 1977 a la ley del Aire Puro mantienen el enfoque fundamental del control de la contaminación del aire, establecido en 1970, a pesar de la disposición que demanda una completa revisión de las normas tanto ambientales como de emisión, así como las estrategias alternativas de control. Para 1977, la mayoría de las áreas del país no habían alcanzado todavía las Normas Nacionales para la Calidad del Aire Ambiental (NNCAA), cuando menos para uno de los contaminantes. Para aquellas áreas que no hubieran logrado cumplir con las NNCAA, las llamadas "áreas no alcanzadas", se especificaba que los estados deberían tener un plan estatal revisado y aprobado para la puesta en práctica (PEPP), para el 1 °de julio de 1979, lo que requiere que se hayan alcanzado las NNCC primarias para el 30 de diciembre de 1982. Este requerimiento es 'una condición previa para la construcción o modificación de las más importantes fuentes de emisión en áreas no alcanzadas después del 3 O de junio de 19 79. Si a pesar de la puesta en práctica de todas "las medidas razonables disponibles ", un estado no puede alcanzar normas primarias para el monóxido de carbono o los oxidantes fotoquímicos en un tiempo oportuno, tendrá que pasar una segunda revisión PEPP para el 31 de diciembre de 1982, lo que establece su obtención para el31 de diciembre de 198 7. Todas las modificaciones de los planes de revisiones deben proveer, antes de que se obtengan, para "un progreso razonable

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LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

adicional" para llegar al cumplimiento en términos de la reducción anual creciente, de las emisiones. En aquellas áreas que son más limpias de lo que requiere la NNCAA, el PEPP deberá incluir un elaborado programa para impedir un significativo deterioro de la calidad del aire. Todas estas áreas que no son de degradación, se designarán como Clase 1, 11 o 111, dependiendo del grado de deterioro que se permitirá y se le asignan límites a los aumentos en la concentración de la contaminación para cada clasificación. Dichas clasificaciones son las siguientes: Clase 1: Arcas en las que no se permitirá prácticamente cambio alguno en la calidad actual del aire Clase Il: Arcas en las que se permitirá un cambio moderado, pero donde serán de desear estrictas restricciones en la calidad del aire. Clase 111: Arcas en las que se permitirá un considerable crecimiento industrial, y donde resultará insignificante el aumento de la concentración de los contaminantes, hasta llegar a las normas federales.

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El Congreso especificó cuáles de dichas áreas se debían proteger por la más estricta designación del tipo de la Clase l. Todas las demás áreas pertenecían inicialmente a la Clase Il, teniendo los estados, por lo general, la libertad para volverlas a designar como Clase 1 o Ill. El Congreso especificó también los máximos aumentos permisibles por incrementos, en las concentraciones de dióxido de azufre y partículas para cada clasificación, y concedió 2 años a la APA para obtener incrementos comparables para los hidrocarburos, monóxido de carbono, oxidantes fotoquímicos y oxidas de nitrógeno. Tanto en las áreas "no alcanzadas" como en las que "no tienen degradación" sólo se prodrán construir importantes fuentes estacionarias, mediante permiso y deben, en último término, cumplir con las normas de funcionamiento de la nueva fuente, prescritas parla ley. Se podría derivar la implicación de que no podría existir crecimiento industrial en las áreas no alcanzadas. No obstante, existía la necesidad de encontrar el modo de salir de dicho dilema, y la solución apareció en el Registro Federal del21 de diciembre de 1976, comounadisposición interpretativa de la reseña de los requerimientos previos a la construcción, para todas las fuentes nuevas o modificadas de la contaminación del aire. Desde entonces, esta disposición se conoce como la "norma de compensación de la emisión", o simplemente la "norma de compensación". La norma especifica que se puede situar una nueva fuente en una área no alcanzada, si sus emisiones están más que compensadas por las reducciones simultáneas de la emisión", procedente de fuentes existen-

CRITERIOS SOBRE LA CALIDAD DFL AIRE Y NORMAS DE EMISION

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tes en dicha área. Sin embargo, será preciso cumplir con ciertas condiciones rigurosas .. Estas condiciones se "designan para asegurarse que la nueva fuente de emisiones estaría controlada en el mayor grado posible; que se obtendrán de las fuentes existentes reducciones más que equivalentes de las emisiones de compensación y que se progresará hacia la obte~ción de las NNCAA". La ley de 1977 tiene también en cuenta la existencia de las "casas de banco" de las compensaciones. Esto es, si las compensaciones alcanzadas son considerablemente mayores que las emisiones de la nueva fuente, una parte de las reducciones del "exceso" de emisiones se pueden "depositar" en la fuente para utilizarlas en el crecimiento futuro. Si los estados deciden permitir el funcionamiento de la "banca", se convertirán en los banqueros. Las modificaciones a las normas de emisión para los vehículos se tratan en el capítulo 1 O. El que esta promesa de aire puro se convierta en una realidad dentro de un tiempo razonable, depende fundamentalmente de proporcionar suficiente personal y fondos, además de una enérgica aplicación de la ley. Es probable que, como en el pasado, sean necesarias enmiendas adicionales, ante los avances tecnológicos y económicos, así como en términos de los requerimientos globales de energía de la nación.

2.3

CRITERIOS SOBRE LA CALIDAD DEL AIRE Y NORMAS DE EMISION PARA LA CALIDAD DEL AIRE

El tercer artículo discutido en la Ley de la Calidad del Aire del afio 1967 (ver la sección 2.2.E) trataba del desarrollo y promulgación de los criterios de la calidad del aire (CCA). Esta acción (esbozada originalmente en la ley de 1963) se tomó a fin de auxiliar a los estados en la elaboración de las normas para la calidad del aire en la atmósfera del ambiente. Las enmiendas de 1970 reafirman la necesidad de tales criterios. Básicamente, los criterios de la calidad del aire son expresiones de los conocimientos científicos más recientes, basados en la experiencia de los expertos. Indican cualitativa y cuantitativamente la relación entre los diversos niveles de exposición a los contaminantes, y los efectos a corto y largo plazo sobre la salud y el bienestar (4). Los criterios de la calidad del aire son descriptivos, ya que dan una idea de los efectos que son de esperar que puedan ocurrir cuando los niveles de contaminantes alcanzan o sobrepasan los valores específicos para un determinado período. Deben precisar los efectos causados por las combinaciones de los contaminantes, así como de los contaminantes individuales. Las condiciones económicas y técnicas no son perti-

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LA LEGISLACJON FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

nentes para el establecimiento de los CCA. Son los efectos a largo plazo, los que deberán precisarse con claridad, si los esfuerzos de control han de ser adecuados para superar la exposición crónica. La AP A ha establecido un cierto número de criterios para la calidad del aire (5, 6, 7, 8, 9, 10). . Los criterios de la calidad del aire constituyen una etapa esenc1al para establecer una base cuantitativa para las normas de la calidad del aire. Las normas, a diferencia de los criterios, son prescriptivas. Prescriben los niveles de contaminación que no se pueden exceder legalmente durante un período específico en una región geográfica específica. Según la ley de 196 7, las normas de la calidad del aire ambiente se habrían de dejar a la discreción de las autoridades locales y estatales. La ley de 1970 requería la promulgación federal de las normas nacionales, primarias y secundarias. Dentro de los 90 días del establecimiento de los criterios de la calidad del aire, se requería que el administrador de la APA promulgara las normas. Dichas normas se habían de establecer equitativamente, en términos de los aspectos sociales, políticos, tecnológicos y económicos del problema, y estarían sometidos a revisión según que dichos aspectos cambiaran en relación mutua durante un período. (Se podrá hacer notar aquí la necesidad de educar al público con respecto a las etiquetas de precios relacionadas con la obtención de los diversos niveles de calidad del aire. La efectividad de los costos es una meta igualmente importante para establecer las normas de la calidad del aire como para el diseño de cualquier operación de libre empresa). El fin que se perseguía con las normas primarias, según la ley de 1970, era la inmediata protección de la salud pública. En esas circunstancias, había que obtener las normas primarias no importa cuál fuera el costo y dentro de un plazo específico. Las normas secundarias tenían como fin proteger al público de efectos adversos, conocidos o anticipados. El esquema de tiempo para su obtención debía ser determinado por los gobiernos estatales y locales. Las normas tanto primarias como secundarias tenían que estar de acuerdo con los criterios de la calidad del aire. Además, las normas tenían que evitar el continuo deterioro de la calidad del aire en cualquier parte de la región de control. Esta estipulación causó muchas controversias. Algunos lo interpretan como que una región no puede descender en la calidad del aire, a pesar de que la calidad actual pueda ser muy superior a la norma federal. Como no se puede esperar que las nuevas operaciones industriales o comerciales no produzcan ninguna contaminación, una estricta interpretación de esta estipulación ahogaría el crecimiento económico de la región y, sin embargo, dejar de insistir en una disminución de las emisiones de contaminantes, procedentes de fuentes que

CRITERIOS SOBRE LA CALIDAD DEL AIRE Y NORMAS DE EMISION

81

ya se encuentran en la región. En abril de 1971, el administrador ya había establecido las normas de la calidad del aire ambiente para seis contaminantes. En la tabla 2.1 se resumen dichas normas. Obsérvese que el valor de una norma depende del período durante el cual se promedia la medición. También se indica el método que se sugiere para la medición. Con excepción de aquellos valores que sean valores medios anuales, las normas en la lista no se han de exceder más de una vez al año.

Tabla 2.1 Normas federales para la calidad del Aire Ambientea

Contaminante Monóxido de carbono

Dióxido de nitrógeno Dióxido de azufre

Promedio de tiempo

Norma primaria

Norma secundaria

8h

10 mg/m (9 ppm)

3

Igual

1h

40 mg/m (35 ppm)

3

Igual

Promedio anual Promedio anual 24 h

100 JJg/m (0.05 ppm) 3 80 ¡.;gfm (0.03 ppm) 3 365 JJg/m (0.14 ppm)

3

Igual

3h Partículas en suspensión

Espectroscopia infrarroja no dispersiva

Colorimétrico, utilizando NaOH Método de la pararrosanilina

1,300 JJg/m (0.5 ppm) 3

3

Promedio geométrico anual

75 JJg/m

24 h 3h (6-9 a.m.)

260 JJg/m 150 JJg/m 3 160 JJg/m Igual (0.24 ppm)

Ozono

1h

240 JJg/m Igual (0.12 ppm)

Plomo

3 meses

1.5/lg/m

Hidrocarburos (corregidos para el metano)

60 JJg/m

3

3

3

Método de medición

3

Muestreo de alto volumen 3

Detector de ionización de la flama, que se utiliza en la cromatografía gaseosa Método quimoluminiscente

Igual

tUENTE: Federal Register 36,No. 84, parte 11,30 de abril de 1971, págs. 8186-8201 (11); H, septiembre de 1978, pág. 46246. aLns normas no se deben exceder m:ís de una vez en el año, excepto IJs que se basan en el promedio anual o en el promedio geométrico anual.

83

82

LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

NORMAS ESTADUNIDENSES DE EMISION Y FUNCIONAMIENTO

2.4

NORMAS ESTADUNIDENSES DE EMISION Y FUNCIONAMIENTO

4. Como quizá estén presentes diferentes contaminantes en las regiones de control, se deben establecer claramente los efectos sinergísticos de dichos agentes en particular. Puede que no baste en algunos casos, establecer normas de contaminación para los contaminantes individuales, sobre la base de sus efectos aislados. 5. Puede ser que sea necesario, en muchas áreas urbanas, preparar un modelo de difusión que pronostique con razonable exactitud los efectos de la reducción de varias de las emisiones sobre la calidad del aire ambiente. Entre otras informaciones, dicho modelo debe incluir los efectos de las reacciones químicas en la atmósfera, la meteorología y la topología de la región, además de la situación y tasas de emisión de las fuentes conocidas. Puede que resulte difícil la defensa de las normas locales de emisión sin tener que recurrir a dichos modelos. 6. Finalmente, junto con el artículo 5, se deben hacer todos los esfuerzos para obtener una evaluación razonablemente correcta del crecimiento o disminución futuros, de la industria y la población dentro de la región. La adición de varias fuentes de emisión en un área determinada podrá afectar seriamente las tasas de emisión requeridas para las industrias que operan a la fecha. Por tanto, el conocimiento de los factores de crecimiento constituye una consideración extremadamente importante en la determinación de las normas de emisión.

Las normas de emisión colocan esencialmente un límite sobre la cantidad o concentración de un contaminante que pueda ser emitido por una fuente. A fin de mantener o mejorar dentro de una región, la calidad existente del aire ambiental para cumplir con las normas federales o estatales de la calidad del aire, con frecuencia es necesario que algunas industrias sean controladas por normas de emisión promulgadas por el gobierno federal o estatal. Estas normas de funcionamiento reflejan usualmente el grado máximo de control de la emisión que se considera obtenible en dicha industria con la presente tecnología (o prestada de otra industria). No obstante, un avance tecnológico sólo se considerará disponible si no se establecieran gravámenes indebidos sobre las plantas industriales a las que se les exige su instalación. Por tanto, las normas de emisión basadas en los "mejores medios prácticos", pueden resultar más estrictos según mejora con el tiempo el funcionamiento del equipo de control. El establecimiento de las normas de emisión para una región determinada no es tarea ni fácil ni simple. Se deben considerar algunos factores. l. El factor. más importante es la dispombl1H1ad de recnowg1as que sean apropiadas para efectuar la limpieza de un tipo determinado de industria. En algunos casos (por ejemplo, la eliminación del S02 del gas de combustión que sale por la chimenea de una planta de energía) puede que un avance tecnológico muestre solamente una promesa de disponibilidad, y habrá que tomar una decisión con base en dicha promesa. En tales casos, será probablemente mejor no comprometerse en firme hasta que resulte evidente que las selecciones opcionales no están ni estarán disponibles en un futuro cercano y que un retraso podría poner en peligro parte de la población de dicha región. 2. Se deben establecer estaciones de muestreo para medir a) las emisiones actuales de la industria, las que se quieren controlar y b) la calidad del aire ambiental, de manera que se pueda establecer la eficacia de las normas o patrones. 3. Se habrán de organizar las oficinas reglamentadoras para resolver las dificultades que puedan presentarse en la medición y aplicación de las normas. Las normas de emisión serán inútiles a menos que se le confiera a las autoridades locales el poder para imponerlas y multar a los infractores. Y si las autoridades locales se enfrentan a casos difíciles de resolver, se deberá prever la intervención federal.

Ha sido imperativo, en cierto número de casos, que el gobierno federal establezca las normas básicas en ciertas industrias, sin interferencia del estado. Por ejemplo, no sería razonable que cada uno de los 50 estados estableciera sus propias normas para los automóviles que se trajeran y vendieran en dicho estado, sólo por razones económicas. Por tanto, el gobierno federal estableció las normas (con la excepción del estado de California) para las emisiones de ciertos contaminantes procedentes de estas fuentes móviles (véase el capítulo 10 para detalles de la historia de dichas normas). Además, no sería económicamente factible que los fabricantes de motores para avión cumplieran las diferentes normas establecidas para los cientos de diferentes aeropuertos situados en toda la nación. De este modo, se han establecido normas federales para la emisión en el caso de motores fabricados después de 1.97 8, requiriendo el ajuste posterior en algunos casos para reducir ciertos contaminantes de motores producidos antes de esa fecha (véase el capítulo 1 O para detalles de las normas de emisión para la aviación). El establecimiento de normas federales para motores de automóviles y de aeroplanos, constituye un enfoque sensato, ya que los fa-

84

LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

bricantes son pocos pero los productos influyen en la calidad del aire en todas las áreas urbanas. Otra área en la que se puede defender enérgicamente el caso a favor de rigurosas normas federales, abarca aquellas industrias cuyas instalaciones son numerosas y están extendidas geográficamente a través de toda la nación, y suministran un producto básico, esencial para el desarrollo del país. Si los estados establecieran las normas, se podrían presentar casos de competencia económica desleal. Los estados competirían entre sí al establecer normas de bajo valor a fin de atraer dichas industrias básicas. Por tanto se han establecido hélsta la fecha normas federales de emisión o funcionamiento, para cierto número de procesos industriales. Se trata de normas de funcionamiento o de "nueva fuente" y corresponden a nuevas fuentes estacionarias donde una amplia categoría de fuentes podría contribuir significativamente a poner en peligro la salud pública. Es interesante señalar que las normas se aplican también cuando se modifican los servicios existentes. En este caso, las modificaciones se definen como cambios tanto operacionales como físicos, ya sean que aumenten las tasas de emisión o inicien nuevas emisiones desde la planta. El 23 de diciembre de 19 71 se publicaron las normas finales para ciertas plantas que iniciaban su contrucción o modificación después del 1 7 de agosto de 1971. Entre las industrias afectadas estaban los generadores de vapor, plantas de cemento Portland, incineradores, plantas de ácido nítrico y plantas de ácido sulfúrico. Las normas de emisión se resumen en la tabla 2.2. Un nuevo conjunto de normas de funcionamiento para nuevas fuentes, propuestas por la APA, apareció en el Federal Register del 11 de junio de 1973, y fueron promulgadas dentro de los 90 días subsiguientes. Dichas normas incluyen plantas de concreto asfáltico, refinerías de petróleo, tanques de almacenamiento para los líquidos del petróleo, funciones secundarias de plomo, plantas de producción secundaria de lingotes de latón y bronce, e incineradores de las plantas de tratamiento de aguas negras. En la tabla 2.3 aparece un resumen de dichas reglamentaciones. Las enmiendas de 1970 a la Ley del Aire Puro también incluían las normas nacionales de emisión para contaminantes peligrosos del aire. Dichos contaminantes incluyen aquellos que, a juicio del administrador de la AP A, podrían causar o contribuir a graves enfermedades irreversibles o reversibles que produzcan incapacidad. El 30 de marzo de 19 73 se promulgaron normas para el asbesto, berilio y mercurio (13). Las reglamentaciones específicas para cada uno de estos riesgos para la salud se resumen en la tabla 2.4. A fines de 1974, la APA propuso normas de funcionamiento para las fundiciones primarias de cobre, zinc y plomo. Las reglamentaciones se aplicarían principalmente a las nuevas plantas, pero incluyen tam-

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NORMAS ESTADUNIDENSES DE EMISION Y FUNCIONAMIENTO

85

bién modificaciones de las plantas existentes. La norma para partículas propuesta indica un máximo de 50 mgfm 3 (peso seco) medido en condiciones normales, y la norma del so2 requiere emisiones menores de 0.65 por ciento del volumen. Además, las normas de visibilidad es tal que la opacidad de la pluma no puede ser mayor del 20 por ciento por más de 2 minutos en cualquier momento de inspección. La APA propuso en octubre de 1974 normas de funcionamiento de nuevas fuentes, para otras cinco categorías de fuentes estacionarias de la contaminación del aire. Estas normas aparecen en los números del Tabla 2.2 Normas de Funcionamiento para nuevas Fuentes Estacionarias, efectivas al 23 de diciembre de 19 71 a 1.

Plantas de vapor para energía eléctrica. Las reglamentaciones originales, promulgadas para unidades que consumen combustibles fósiles, del 23 de diciembre de 1970, han sido revisadas sustancialmente el 6 de febrero de 1980. Las nuevas reglamentaciones se aplican a unidades de más de 73 MW (250 millones de Btufh) de entrada de calor y cuya construcción se inició después del 18 de septiembre de 1978. Las reglamentaciones tienen por objetivo el control del so2, partículas y NOX. Véase la tabla 2.6 para mayor información. 2. Plantas de cemento Portland. Las normas para la materia particulada para hornos constituyen una emisión promedio de 0.30 lb/t de suministro {0.15 kg/t métrica) y un máximo de 2 horas, con una opacidad no mayor del 20 por ciento (excepto cuando esté presente agua no combinada). Para los enfriadores de escorias, la opacidad debe ser igual al 1 O por ciento o menor, y la máxima emisión para 2 hes igual a 0.10 lb/t de suministro {0.50 kg/t métrica). 3. Incineradores de despercidios sólidos. Establecidas para nuevos incineradores con una tasa de carga de 50 t/día. Las normas de emisión para¡,artículas es igual a una concentración máxima de 0.08 gr/pcs{s) {0.18 g/m ) durante 2 h, corregida para un 12 por ciento de {dióxido de carbono). 4. Plantas de ácido nítrico. La norma es para un máximo de 2 h de emisión de óxido de nitrógeno por 3 lb/t de ácido producido (1.5 kg/t métrica), expresada como dióxido de nitrógeno. Es aplicable a cualquier unidad que produzca de 30 a 70 por ciento de ácido nítrico, ya sea por el proceso de presión aplicada exteriormente o a presión atmosférica. 5. Plantas de ácido sulfúrico. Se aplican a plantas que emplean el proceso de contacto. La norma es para un máximo de 2 h de emisión promedio de 4 lb de S02/t de ácido producido (2 kg/t métrica). Se establece tambien una norma para la neblina ácida de una máxima emisión en 2 h, de 0.15 lb/t de ácido producido (0. 7 5 kg/t métrica).

FUENTE: APA, "Standards for performance for New Stationary Sources", Federal Register 36, diciembre de 1971, págs. 24876-24895 (12). a Las normas se aplican al mejoramiento o modernización d(: plantas existentes así como de nueva construcción.

86

NORMAS ESTADUNIDENSES DE EMISION Y FUNCIONAMIENTO

87

Tabla 2.3 Normas de Funcionamiento para nuevas Fuentes Estacionarias, efectivas en agosto de 1973

Tabla 2.4 Resumen de las N-Ó~mas Nacionales de Emisión para el Asbesto, Berilio y Mercurio

l.

1.

2

3.

4.

5.

6.

7.

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LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

Plantas de concreto asfáltico. No se admite descarga alguna de materia par3 ticulada en el efluente de gas en exceso de 70 mg/m (seco normal) (ó 0.031 gr/pcs(s)). La opacidad se limita a un 10 por ciento o menos, excepto por 2 minutos en cualquier momento. Refinerías de petróleo. Las partículas del regenerador del catalizador de la unidad catalítica de desintegración (craking) del fluido, no pueden exceder de 50 mg/m 3 (0.022 gr/pcs(s)). La opacidad está restringida a un 20 por ciento o menos, excepto por 3 minutos en cualquier tiempo. Si se queman combustibles auxiliares en el incinerador de una caldera de calor residual, las partículas en exceso de los valores anteriores no deben ser mayores de 0.043 kg/millón kJ (0.10 lb/millón Btu). Además, no podrá haber descarga alguna de CO en exceso de 0.050 por ciento en volumen; tampoco habrá emana3 ción de H 2 S en exceso de 230 mg/m (seco normal) (0.10 gr/pcs(s)). Tanques de almacenamiento para los líquidos del petróleo. Los líquidos almacenados no podrán tener una presión real de vapor, que será a) 78 mm Hg (1.52 lb/pie 3 (abs)) o menos, a no ser que el tanque de almacenamiento está equipado con un respiradero de conservación; b} en exceso de 78 mm 3 Hg, pero no mayor de 570 mm Hg (11.1 lb/pie (abs)) a menos que esté equipado con techo flotante; e) en exceso de 570 mm Hg amenos que esté equipado con un sistema de recuperación de vapor. Fundiciones secundarias de plomo. Ninguno de los gases emitidos por el alto horno o el horno de reverbero podrá contener partículas en exceso de 50 3 mg/m (seco normal (ó 0.022 gr/pcs(s)) o mostrar un por ciento de opacidad de 20 o mayor, excepto por 2 min, en cualquier momento. Ninguna descarga de un horno de crisol podrá mostrar una opacidad de 10 por ciento o mayor, excepto por 2 minen cualquier momento. Plantas de producción secundaria de lingotes de latón y bronce. No podrá haber descargas de partículas en exceso de 50 mg/m 3 (seco normal) (o 0.022 gr/pcs(s)) procedentes de un horno de reverbero. Las descargas de los hornos de reverbero, altos hornos u hornos eléctricos no podrán presentar una opacidad del10 por ciento o mayor, excepto por 2 minutos en cualquier momento. Plantas de hierro y acero. Las descargas de partículas no podrán exceder de 50 3 mg/m (seco normal) (ó 0.022 gr/pcs(s)) en el caso de hornos básicos de oxígeno, y la opacidad deberá ser de un 10 por ciento o menos, excepto por 2 minutos en cualquier momento. Incineradores en las plantas de tratamiento de aguas negras. No se permite descarga alguna de partículas en exceso de 70 mg/m 3 (seco normal) (ó 0.031 gr/pcs(s)) o que muestren un 10 por ciento de opacidad o mayor, excepto por 2 minutos en cualquier momento.

Federal Register del 21 al 24 de octubre y se resumen también en la referencia ( 14 ). Las fuentes incluyen hornos eléctricos de arco, instala-

2.

3.

Las normas para el asbesto prohíben emisiones visibles de cualquier planta de elaboración y fabricación de asbesto, de plantas que produzcan productos tales como materiales de aislamiento y resistentes al fuego, fieltros y losetas de piso, además de las aplicaciones por rociado de materiales que contengan más del 1 por ciento de asbesto sobre una base seca. Las reglamentaciones también especifican ciertas precauciones que se han de tomar durante :d aemolición de edificios. Las normas del berilio estipulan que a) las emisiones de fuentes estacionarias no deben exceder de 1 O g de berilio durante un período de 24 h -o puede que el administrador de la APA puede exigir un límite de concentración ambiental de O. 01 ¡J.g/m 3 en las cercanías de la fuente- y b) está prohibido quemar berilio o desperdicios que lo contengan, excepto en incineradores. Las emisiones de estos últimos deberán cumplir con la norma anterior de las 24 horas. También se establecen normas de emisión para el berilio en el caso de pruebas de encendido de motores de turbina. Las normas de mercurio se aplican a las fuentes estacionarias que procesan mineral de mercurio para su recuperación, y aquellos procesos que utilizan celdas de mercurio y cloroálcali para producir gas cloro e hidróxidos de los metales alcalinos. En estos casos, las emisiones no deberán exceder de 2,300 g de mercurio en un período de 24 horas.

ciones de ferro~leaciones, industrias de fertilizantes fosfatados, plantas primarias de aluminio y plantas para la preparación del carbón. Varios estados han establecido normas de funcionamiento para nuevas fuentes estacionarias con consumos de calor menores de 250 millones de Btufh, y para fuentes en operación antes de 1972. La mayoría de los estados han adoptado normas de emisión para las partículas y el dióxido de azufre que varían según el calor de entrada de la fuente, como se ve en la figura 2.1. Valores representativos de a, b, e, d, e y f se presentan en la tabla 5.2, para algunos estados escogidos. Los valores presentados en la tabla 2.5 fueron escogidos por las agencias estatales para apoyar sus respectivos planes de aplicación para cumplir las normas federales para la calidad del aire ambiental. Los valores pueden cambiar, según se cambien las normas federales o los planes de aplicación de los estados. Nótese que para fuentes que tengan entradas de calor menores del valor de d), la tasa de emisión permisible es constante para el valor de e) y para fuentes mayores que el valor de f) la tasa de emisión permisible permanece constante en el valor de e). El ejemplo siguiente para el estado de Indiana ilustra la aplicación del procedimiento autorizado.

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LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

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Tabla 2.5 Normas de Emisión para la materia particulada procedente de equipos q'ue consumen combustiblesa (15)

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NORMAS ESTADUNIDENSES DE EMISION Y FUNCIONAMIENTO

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0.26 0.233 o. 715 0.159 0.56

0.50 0.60 1.00 0.60 0.40

10 10 10 20 50

0.10 0.12 0.10 0.30 0.10

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NUEVA FUENTE Kentuky

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250

Entrada de calor, H, millones de Btu/h

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a Valores para ser usados en conjunción con la figura 2.1

Figura 2.1 Ilustración de los parámetros presentados en la tabla 2.5.

Los valores de a y b se obtienen de la tabla 2.5. Por tanto

Ejemplo 2.1 E

Determínese las normas de funcionamiento para las partículas para una nueva planta de energía que genera 10,000 kW y quema carbón de Indiana.

Solución Suponiendo una eficiencia térmica de 25 por ciento, y tomando nota de que n¡ = tasa neta de entrada de calor/energía, la entrada de calor se calcula como sigue, 1

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H

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10,000 kW 3413 BtufkWh 0.25

= 136.5 M Btufh

El valor de H expresado en MBtufh es mayor que el valor de d en la tabla 2.5 para Indiana, por lo que será necesario utilizar la ecuación de la figura 2.1, es decir,

E= aH-b

= (0.865)(136.5) -o. 159 = 0.396lb/106 Btu

Se dispone de relaciones similares para obtener tasas de emisión permisibles para el S0 2 • En todos los casos, se deberán consultar los reglamentos estatales pertinentes, para las normas específicas de emisión. Es importante observar que cuando las emisiones están relacionadas con la liberación del calor, como en las ecuaciones del tipo E = aH-b, no se puede cumplir una norma de emisión por el solo hecho de diluir la corriente de salida del escape con aire puro a fin de reducir la concentración a la salida. En febrero de 1980, la APA de Estados Unidos promulgó nuevas reglamcnt
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LA LEGISLACION fEDERAL Y LAS n:NDENCIAS EN LA REGLAMENTACJON

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APLICACION Y CUMPLIMIENTO DE LAS NORMAS Tabla 2.6 (Continuación).

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de azufre

0.25

Figura 2.2 Representación gráfica de las normas de funcionamiento de nuevas fuentes para el so2' promulgadas en 1980 para las plantas de energía alimentadas con carbón. (Figura ideada por J. Molburg, J. A ir. Pollu. Control Assoc. 30 (No. 2), febrero 1980, 172.)

Tabla 2.6 Normas de Funcionamiento para nuevas Fuentes en unidades Generadoras de Vapor para el servicio eléctrico (1980) Las reglamentaciones para las plantas de vapor que producían energía eléctrica se aplican a unidades de más de 73 MW (250 millones de Btu/h) de entrada de calor, cuya constmcción se inició después del 18 de septiembre de 1978. Las reglamentaciones tienen por objetivo el control del so2' las partículas y el NOX. El resumen que aparece a continuación contiene la mayoría de los puntos más sobresalientes de dichas reglamentaciones. a. i\ormas del S0 2 . Para una unidad que consume carbón, la norma requiere cuando menos una reducción de un 90 por ciento de las emisiones potencia6 les de S0 2 y limita la tasa de emisión de S0 2 a 1.2 lb/10 Btu de calor de

entrada, o requiere cuando menos una reducción del 70 por ciento y limita 6 )a tasa de emisión a 0.6 lb/1 0 Btu. Además, la norma especifica una tasa única máxima de emisión permisible y una reducción única mínima de emisión potencial, con base en el contenido de azufre y el valor calórico del carbón. Esta complicada norma se interpreta mejor por medio de la figura 2.2. Para determinar la norma, se traza una línea radial desde el origen (esquina superior izquierda del diagrama) hasta un punto sobre el sistema curvilíneo de coordenadas, contenido de azufre vs. valor calórico. El punto en que la línea cmza la frontera de la "región admisible" fija los valores de la mínima reducción y la máxima tasa de emisión requeridas por la norma . Para los combustibles gaseosos y líquidos, las emisiones de S02 están limitadas a 0.20 lb/millón de Btu de calor de entrada (86 g/millón kJ). Norma para las partículas. Las emisiones están limitadas a 0.03 lb/millón de Btu de calor de entrada (13 g/millón kJ). Además, la norma limita la opacidad a 20 por ciento para un promedio de 6 minutos . Normas para NOx. Estas normas varían según el tipo de combustible. 1. 0.20 lb/millón Btu (86 g/millón kj) de calor de entrada para combustibles gaseosos. 2. 0.30 lb/millón Btu (130 gfmillón kj) de calor de entrada.pa'ra combustibles líquidos exceptuando el petróleo de pizarras. 3. 0.50 lb/millón Btu (210 gfmillón kj) de calor de entrada procedente de carbón subbituminoso, petróleo de pizarras y combustibles derivados del carbón. 4. 0.60 lb/millón Btu (260 gfmillón kj) de calor de entrada procedente de la antracita o carbones bituminosos. Las normas del NOx se basan en un promedio variable de 30 días.

FUENTE: APA, "Standards of Performance for New Stationary Sources: Electric Utility steam Generating Units," Federal Registrer, 45, febrero de 1980, págs. 8210-8213.

2.5

APLICACION Y CUMPLIMIENTO DE LAS NORMAS

Las leyes de 1967 y 1970 para el control de lacontaminacióndelaire, estipulan el desarrollo de planes en cada RCCA a fin de aplicar la estrategia de control para dicha región. Se requería que estos planes consideraran los requerimientos tanto a largo como a corto plazo para alcanzar las normas de la calidad del aire. Un enfoque para la reglamentación frecuentemente recomendado por los planificadores es que las emisiones sólo se pueden controlar dentro de los límites de lo que sea tecnológica y económicamente posible en dicho momento. Si no se considera posible que una industria cumpla las reglamentaciones, se le concede entonces una discrepancia por un lapso específico. Durante este período, no se reduce la contaminación del aire, de manera que dicha discrepancia se puede considerar como una licencia para contaminar.

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92

LA LEGlSLAClON I·EDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACJON

Otro enfoque de la reglamentación sostiene que las normas de emisión no se deberán establecer a menos que se pueda implantar en la actual estructura de tiempo. No obstante, tales requerimientos deberán ser económicamente razonables, y esto tiende a estimular el establecimiento de una norma mínima para los controles de la emisión. Los defensores de este enfoque indican que el establecer normas elevadas que reflejan controles de emisión obtenidos en las mejores instalaciones del país (o del mundo) hacen económicamente imposible que muchas plantas puedan cumplir, y por tanto, nada se obtiene con tales normas elevadas. En algunos casos, aun los mejores equipos existentes de control no son capaces de cumplir las normas de la calidad del aire en una región determinada, y puede, por tanto, ser necesario adoptar estrategias optativas de control para alcanzar dichas normas. Una de estas opciones es la zonificación del suelo o planificación del uso del suelo. El uso de la zonificación del suelo está considerado, enérgicamente en las Enmiendas de 1970 a la Ley del Aire Puro. Al limitar el uso del suelo dentro de una región RCCA, puede que sea posible limitar las emisiones en un área determinada y aumentar la calidad del aire viento abajo de dicha área. Lamentablemente en otro tiempos, los parques industriales han crecido en una dirección vientn arriba de las áreas urbanas o comerciales. Un mejor aprovechamiento del suelo en el futuro podría solucionar esta situación. Una vez que se ha elaborado un plan de aplicación basado en la tecnología existente, y que sea económicamente razonable, se deberán adoptar los medios para asegurar su cumplimiento. Entre dichos medios se encuentran los siguientes:

l. Multas. Muchas de las leyes federales y estatales incorporan hoy una disposición para multar a una industria o a sus funcionarios, o ambos, por las flagrantes violaciones de las normas de emisión. Estas multas se recaudan sobre una base diaria en el caso de una violación continuada. El último recurso de disuasión será la acción judicial que conduce al cierre de la planta. 2. Reducción de los impuestos sobre el equipo de inversión utilizado directamente para el control de la contaminación. Aquí se podría incluir una exención de los impuestos sobre propiedad de bienes inmuebles destinados al equipo de control de la contaminación del aire, así como una exención de impuestos sobre la propiedad del propio equipo. Además, se podría incluir una disposición que obligue al gobierno federal y local a otorgar concesiones de impuestos que permitan a las industrias cancelar una parte (por ejemplo, un tercio) del precio de compra del equipo de control de la contaminación.

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PREGUNTAS

93

3. Disposiciones financieras mejoradas. En el caso de algunas industrias, especialmente cuando hay poco dinero en el mercado y son altas las tasas de interés, podrá ser necesario establecer un incentivo al ofrecer préstamos a tasas reducidas de interés. Esto se puede hacer mediante la acción del gobierno federal o de la banca privada. Existe otro medio para conseguir que la industria cumpla con las reglamentaciones de la contaminación del aire, sería con el uso de los honorarios. Otros países usan esta técnica, pero no se considera como una solución factible en Estados Unidos. Según este sistema, se le cargan honorarios a la industria, proporcionales al grado de contaminación que descarga. El sistema de honorarios no constituye una técnica explícita de control, y favorece a aquellas industrias que se encuentran en una posición financiera que les permite admitir la multa. En efecto, la industria culpable paga una multa permanente, pero continúa contaminando la atmósfera. Por tanto, el sistema por honorarios no soluciona el problema. Una de las características interesantes de las Enmiendas de 1970 a la Ley del Aire Puro es la naturaleza de las demandas de los ciudadanos, que la ley ha hecho posibles. Antes de la promulgación de dicha ley, era necesario que un ciudadano pudiera probar que estaba directamente afectado, en términos de salud o bienestar, por un incidente relacionado con la contaminación del aire. La demanda no se podía presentar en términos de los efectos del contaminante sobre otra persona, o sobre la población en general. Las enmiendas de 1970 hacen posibles las demandas de "clase" en el campo de la contaminación del aire, y no es necesaria la prueba directa de daños al demandante. Esta más amplia interpretación hace más difícil la defensa contra dichos cargos, y resulta en la imposición de una carga mayor sobre una industria determinada, para que pueda cumplir con las normas.

PREGUNTAS l.

2. 3.

¿cuáles fueron los cambios básicos en los conceptos políticos que surgieron durante el desarrollo de la legislación federal sobre la contaminación del aire, entre 1955 y 1977? ¿Por qué es ventajoso tener normas federales de emisión para los vehículos? Comentar por qué las RCCA son más ventajosas que tener que depender de los estados separados para poder establecer normas de la calidad del aire.

LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

94

Elaborar un resumen de los pasos necesarios para el establecimiento de a) las normas de la calidad del aire y b) las normas de emisión. 5. ¿cuál es el objetivo de los documentos que contienen los criterios sobre la calidad del aire? ¿Por qué es necesario que se publiquen antes del establecimiento de las normas de la calidad del aire? 6. El nivel de SOx d~ una sección de un estado está muy por debajo de la norma federal de la calidad del aire. Una gran planta de energía eléctrica se propone construir en la región una planta que utilizará carbón sin usar ningún equipo para el control de S02 . Se ha determinado, utilizando los conceptos más avanzados, que aun recibiendo la descarga de la planta propuesta, el nivel de so2 en la región estará todavía por debajo de la norma federal de la calidad del aire. ¿Deberá constmir~,. 1::1 planta? Explicar las razones. 7. Como se comentará en los capítulos subsiguientes, la reducción de la contaminación del aire requiere un aumento en el consumo de energía. Suponiendo esto válido, comente el evidente conflicto entre conseguir una reducción de la contaminación del aire y conservar las fuentes de energía. ¿Qué importante concepto político fue superado con el establecimiento del control federal de la contaminación del aire? ¿Qué valor tienen los modelos de difusión en el establecimiento de las normas de emisión? ¿cuáles son las diferencias entre las normas de calidad del aire, primarias y secundarias? ¿Por qué no se tienen normas de emisión para los oxidantes fotoquímicos? ¿por qué existe una norma para la calidad del aire en presencia de los hidrocarburos, a pesar de que se reconoce que la mayoría de los hidrocarburos, per se, no son perjudiciales para la salud? Se ha sugerido que la única manera de alcanzar las normas propuestas de la calidad del aire en algunas ciudades, sería prohibir el uso de automóviles particulares en ciertas áreas. Comentar las ramificaciones de esta proposición. No existen normas de calidad del aire para el asbesto, mercurio y berilio, a pesar de que existen normas de emisión para dichos materiales. ¿Por qué? Comentar las ventajas de obtener el cumplimiento con normas basadas en la ley federal, comparadas con el cumplimiento basado en el concepto más antiguo de la ley de derecho público. ¿Qué quiere decir una norma de compensación de emisión? ¿con qué fin se designan por clases las diversas regiones del país? lCuál es la finalidad o la ventaja de establecer tasas de emisiones permisibles en términos de las tasas de emisión de calor?

4.

PROBLEMAS 2.1 En una planta de energía de reciente construcción se propone quemar carbón con un valor calórico de a) 10,500 Btu/lb y b) 11,500 Btuflb. ¿Qué por ciento de azufre, por peso. podrá contener el carbón si se ha

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pROBLEMAS

2.2

2.3

2.4

2.5

de cumplir una norma de emisión de 1.2 lb/10 6 Btu, sin utilizar un dispositivo para el control del so2? En una planta de energía de reciente construcción se propone quemar carbón con un contenido de azufre de a) 1.8, b) 2.4 y e) 3.0 por ciento en peso. Si la planta ha de cumplir la norma de funcionamiento de 1.2 lb/10 6 Btu para emisiones procedentes de nuevas plantas, ¿qué por ciento de remoción de S02 se requerirá? El valor calórico del combustible es de 1 O, 7 50 Btu/lb. El gas de la chimenea de una planta de energía contiene, a 440° C, a) 2,200 ppm y b) 1,400 ppm de S02. Si la tasa volumétrica del gas 3 emitido es de 15,000 m fmin, ¿cuál será la tasa de emisión en gramos por segundo? La presión en la chimenea es de 1.0 bar. Una planta de energía quema 150 t de carbón por día, y se producen 18.2 lb de gases de combustión por libra de carbón. El contenido de azufre del carbón es de 2.0 por ciento, y la masa molar (peso molecular) del gas de combustión es de 30.5. Si todo el azufre contenido en el carbón aparece como S02 en el gas de combustión, ¿cuál será la concentración de so2 en partes por millón? Considerar el diseño de una nueva planta de energía de 1,000 MW, que utiliza vapor. Los combustibles disponibles son: gas natural, aceite combustible residual (combustóleo), y un carbón de bajo contenido de azufre. El contenido de ceniza, el contenido de azufre y el valor calórico de cada uno aparecen en la tabla que se muestra a continuación: %de ceniza

%de azufre

Valor calórico

Gas natural

o

o

18,500 Btu/lb (975 Btu/pcs(s)

Aceite residual (o combustóleo) Carbón

o

1.4 0.8

18,000 Btuflb 12,000 Btuflb

9

Además, los factores de emisión para las partículas, de Nüx y SOx para dichos combustibles, son Part{culas

Gas natural Aceite residual (o combustóleo) Carbón

15 10 16A

NOX

sox

390 104 20

0.4 157S 38S

Los valores de emisión del carbón están en libras por tonelada de carbón quemado, los factores de emisión del aceite están en libras por 1,000 galones consumidos, y los factores de emisión del gas están en millones de pies cúbicos quemados. La gravedad específica del aceite residual o combustóleo) es de 0.94, y la eficiencia térmica de la planta se toma como un 39 por ciento. El símbolo A representa el por ciento de ceniza y el símbolo S representa el por ciento de azufre en el combustible.

96

LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENTACION

Determinar la tasa de las emisiones de a) partículas, b} NOx y e) SOx para cada uno de los combustibles, en libras por hora. 2.6 Un incinerador municipal consume 90 t por día de desperdicios que consisten de 30 por ciento de papel y 70 por ciento de materia orgánica, por peso. Se ha determinado que el papel produce 105 pcs(s)/lb de gas y los residuos producen 120 pcs(s)/lb cuando se les quema con un 30 por ciento de exceso de aire. Basándose en los factores de emisión que se presentan en la tabla 5.5 y en las-normas de funcionamiento para nuevas fuentes de la tabla 2.2. Determinar si se requerirá el equipo de control de partículas y qué porcentaje de remoción será necesario. 2.7 Una planta de fabricación de ácido sulfúrico opera de modo que produce 5O t de ácido con una emisión estimada de 60 lb de neblina ácida. Con base en las normas de emisión para las nuevas fuentes, ¿se debe considerar el equipo de control, y si así fuera, qué por ciento de eficiencia de remoción tendrá que suministrar el equipo de control? 2.8 Basándose en los factores de emisión de la neblina ácida del ácido sulfúrico, presentados en la tabla 5.5, ¿cuál será el rango de porcentajes de neblina ácida que será necesario eliminar para cumplir las normas de emisión de nueva fuente, presentadas en la tabla 2.2 ? 2.9 Una planta de cemento utiliza 650 lb de suministro de caliza para producir 376 lb de cemento. Con base en los factores de emisión que aparecen en la tabla 5.2 y en las normas de emisión presentadas en la tabla 2.2, ¿qué porcentaje de partículas generadas será necesario eliminar? 2.1 O Un incinerador de desperdicios sólidos genera 17 lb de partículas en los gases de la combustión, sin equipo de control. Si se producen 70 pcs(s) de gas de combustión por lb de desperdicios incinerados, determinar el por ciento de partículas que será necesario eliminar del gas de combustión por medio de un equipo de control, a fin de cumplir con las normas federales de emisión que se muestran en la tabla 2.2. Se proyecta construir una nueva planta industrial en Idaho, la cual utilizará 20,000 lb de vapor/h y consume carbón con un valor calórico de 9,500 Btu/lb. Si la planta tiene una eficiencia térmica de 25 por ciento, determinar la tasa de emisión permisible de partículas, expresada en lb de partículas/1 0 6 Btu. La norma de emisión del (dióxido de azufre), para fuentes estacionarias que tengan una entrada de calor H, está dada por la ecuación E= 6.0 para H menor que 23 millones de Btu/h; E= 1.2 para H mayor de 3,000 millones de Btu/h; y E= 17.0 H- 0 - 33 para valores intermedios de H, y donde E está expresada en lb de S0 2 /10 6 Btu de entrada. Determinar la tasa de emisión permisible, D, para una planta eléctrica de 20,000 kW, que tiene una eficiencia térmica de 24 por ciento. 2.13 Se decide quemar carbón en una planta de energía; dicho carbón tiene un contenido de azufre de a) 4.25 por ciento y b) 2.78 por ciento en peso. El valor calórico del combustible es de 11,300 Btuflb. Si la planta ha de cumplir las normas existentes de emisión para nuevas

BlBLIOGRAFIA

97

instalaciones. ¿qué por ciento de remoción de so2 de los gases de la chimenea, será el requerido? 2.14 Una planta de energía consume 200 t de carbón que contiene 3 por ciento de azufre. a) Calcúlese la tasa de emisión de S0 2 , en gramos por segundo, en la chimenea de la planta, b) Si la tasa volumétrica de flujo del gas de combustión que contiene el so2 es de 250,000 m 3/h a 150° C y 1.1 bar, y la masa molar del gas es de 28.5, determínese el contenido de so2 en ppm, en el gas de combustión. 3 2.15 La norma de calidad del aire para partículas es de 7 5 g/m durante un período de 8 h. En una planta sin control de emisión, se descarga 16lb de partículas por tonelada de desperdicios sólidos quemados. Supóngase que el aire requerido para quemar una tonelada de desperdicios es de 8 t que los productos de la combustión se descargan a 300° F y a presión atmosférica. Si se reduce la concentración de las partículas por un factor de 10 3 entre la descarga y el receptor, ¿qué porcentaje de las partículas será necesario eliminar de los gases de la combustión para poder cumplir la norma de calidad del aire, si no se descarga ningún otro material particulado en el área geográfica en estudio? 2.16 Utilizando la figura 2.2, determinar el por ciento de eliminación mínima de la emisión potencial del (dióxido de azufre) y la tasa máxima de emisión permisible de so2 para tipos de carbón con los siguientes valores calóricos y por ciento de contenido de azufre: a) 12,000 Btu/lb, O. 7 5 por ciento de S; b) 15,000 Btu/lb, 2.0 por ciento de azufre; e) 10,500 Btu, 3.5 por ciento de S.

BIBLIOGRAFIA l. Surgeon General, U.S Public Health Service. Motor Vehicles, A ir Pollution, and Health, House Document 87-489, junio 1962. 2. U.S. Senate, Subcommittee on Air and Water Pollution, Committee on Public Works. Step Toward Cleaner A ir, octubre 1964. 3. A ir Pollution: Message from the President, House Document 90-4 7, enero 30,1967. 4. Staff Report on Air Quality Criteria. Subcommittee on Air and Water Pollution, Committee on Public Works, U.S. Sena te, julio 1968. 5. NAPCA. Air Quality Criteria for Partieulates, AP-49. Washington, D.C.: HEW, 1969. 6. NAPCA. Air Quality Criteria for Sulfur Oxides, AP-50. Washington, D. C.: HEW, 1970 7. NAPCA. Air Quality Criteria for Carbon Monoxide, AP-62. Washington, D.C.: HEW, 1970. 8. NAPCA. A ir Quality Criteria for Photoehemieal Oxidants, AP-63. Washington, D.C.: HEW, marzo 1970. 9. NAPCA. Air Quality Criteria for Hydroearbons, AP-64 Washington, DC.; HEW, 1970. 10. NAPCA. Air Quality Gritería for Nitrogen Oxides, AP-84. Washingon, D.C.: HEW, enero, 1971.

98

LA LEGISLACION FEDERAL Y LAS TENDENCIAS EN LA REGLAMENT ACION

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Capítulo 3 Meteorología

3.1

1

!

INTRODUCCION

Todos los contaminantes del aire emitidos por fuentes puntuales y distribuidas son transportados, dispersos, o concentrados por condiciones meteorológicas y topográficas. El ciclo de estancia aérea se inicia con la emisión de los contaminantes, seguido por su transporte y difusión en la atmósfera. El ciclo se completa cuando los contaminantes se depositan sobre la vegetación, el ganado, las superficies del suelo y del agua, y otros objetos, cuando son arrastrados de la atmósfera por la lluvia, o cuando se escapan al espacio. En algunos casos, los contaminantes se pueden volver a introducir en la atmósfera por la acción del viento. En aquellas regiones donde las condiciones topográficas y meteorológicas conducen a la acumulación y concentración de los contaminantes, como en el caso de la cuenca de la ciudad de Los Angeles, los contaminantes pueden acelerar el deterioro de los edificios y afectar la salud pública, así como a la vegetación en el área. Durante el período en que el viento arrastra los contaminantes, pueden experimentar cambios físicos y químicos. El neblumo, con la consecuente irritación a los ojos, es el resultado de la interacción en la atmósfera de los óxidos de nitrógeno, ciertos hidrocarburos y la energía solar. No obstante, los resultados de tales transformaciones no siempre son dañinos, a veces son beneficiosos, como en el caso de algunas sales minerales que son necesarias para la vida de las plantas. Los tiempos de residen-

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cia de diversos contaminantes presentes en la atmósfera se tratan por separado en los capítulos correspondientes. 99

100

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1

METFOROLOGIA

En las grandes áreas urbanas, los contaminantes emitidos por numerosas fuentes puntuales, así como de fuentes distribuidas, se dispersan sobre toda el área geográfica. Cualquier sitio dado dentro del área urbana recibe contaminantes en cantidades variables procedentes de las diversas fuentes, dependiendo de los vientos existentes, la presencia de edificios altos, etc. Si no se ha de exceder la concentración permisible de un determinado contaminante en un lugar dado, será necesario establecer las contribuciones de las diferentes fuentes individuales. Por tanto, es imperativo establecer los patrones de transporte y dispersión para las áreas consideradas, basándose en modelos matemáticos de la atmósfera local. Después que se suministran los datos conocidos de las tasas de emisión para el área, al modelo de dispersión, se podrán trazar mapas para las concentraciones estimadas de los varios contaminantes en toda la región. Si el modelo tiene éxito, los mapas deberán duplicar los datos actuales tomados en las estaciones de monitoreo. Entonces, se puede usar un modelo acertado para establecer las normas de emisión de las fuentes, de manera que se puedan cumplir las normas de calidad del aire ambiente. Dichos modelos son también importantes para pronosticar la influencia de las nuevas fuentes (futuras) sobre la calidad del aire, y cuáles deberán ser las normas de emisión que se deben establecer para estas nuevas fuentes, a fin de mantener el nivel deseado de la calidad del aire. La dispersión de un contaminante en la atmósfera es el resultado de tres mecanismos dominantes: 1) el movimiento medio general del aire que transporta el contaminante en la dirección del viento; 2) las fluctuaciones turbulentas de la velocidad que dispersan el contaminante en todas direcciones, y 3) la difusión de masa debido a los gradientes de concentración. Además, las características aerodinámicas generales, como el tamaño, forma y peso, afectan la tasa a la que las partículas de contaminantes no gaseosos se asientan en el terreno o son mantenidas en el aire. Los factores que afectan tanto a la turbulencia del viento como la atmosférica serán discutidos en las siguientes secciones de este capítulo. La dispersión de las plumas de las chimeneas se discutirá en el capítulo 4.

3.2

RADIACION SOLAR

En la frontera superior de la atmósfera terrestre, la radiación solar vertical, llamada la "constante solar" tiene un valor aproximado de 2 8.16 .J/cm • min. La máxima intensidad tiene lugar con longitudes de onda entre 0.4 y 0.8 ¡.t.m, que es esencialmente la porción visible del espectro electromagnético. Aproximadamente 42% de esta energía es, '"1,

RADIACION SOLAR

101

1) absorbida por la alta atmósfera; 2) reflejada al espacio por las nubes; 3) vuelta a dispersar por la atmósfera; 4) reflejada porla superficie terrestre; o 5) absorbida por el vapor de agua y las nubes. Aproximadamente el 47% de la radiación solar es absorbida por las superficies acuáticas y terrestres de nuestro planeta. La Tierra, considerada aproximadamente como un cuerpo a 290°K (62° F) emite radiaciones de onda larga con su máxima intensidad entre 4 y 12m (cerca de la región infrarroja). Gran parte de esta radiación es absorbida por el vapor de agua y el dióxido de carbono presentes en la atmósfera, cerca de la superficie terrestre. Como tanto el vapor de agua como el dióxido de carbono son transparentes para la mayoría de la radiación solar pero absorben la radiación de onda larga procedente de la superficie terrestre, causa un cierto calentamiento de la atmósfera, que dependerá de la cantidad de H 2 O y C0 2 presentes. Este efecto se conoce como el "efecto de invernadero". Algunos autores han indicado que un aumento del 100% del contenido de H 2 O y C0 2 en la atmósfera podría resultar en un aumento entre 2 y 4° F en la temperatura atmosférica. Por otra parte, uno de los resultados de la industrialización en todo el mundo lo constituye el aumento en la emisión de partículas. Las partículas en la atmósfera tienden a bloquear el paso de la radiación solar hacia la superficie de la Tierra. Este efecto de bloqueo se opone al causado por el aumento en la concentración de C0 2 y vapor de agua en la atmósfera. Esto es, ocurre un descenso en la temperatura atmosférica promedio. Es difícil predecir cuál de estos dos factores tendrá la mayor influencia sobre las temperaturas atmosféricas en las décadas venideras, si las emisiones, obra del hombre, permanecen esencialmente sin controlar. Sin embargo, se ha detectado un cambio significativo en la temperatura promedio del suelo en el hemisferio norte, como informa la Administración Nacional Oceánica y Atmosférica (ANOA) en 1974. Entre 1890 y 1945 la temperatura se elevó cerca de 0.9° F, pero desde 1945 a 1970, la temperatura promedio del suelo bajó aproximadamente 0.6° F. Se notará que la temperatura promedio durante la gran época glacial era solamente 7 grados más baja que durante sus más cálidos períodos. La ANOA también ha informado que la cantidad de luz solar que llegaba a la tierra en la zona continental de Estados Unidos disminuyó en un 1.3% entre 1964 y 1972. El hecho de que estos cambios detectables en los patrones del estado del tiempo sean simplemente pequeñas perturbaciones que es común esperar durante el transcurso de los siglos, no se puede todavía verificar. La insolación, o sea, la cantidad de radiación solar que llega a un área unitaria de la superficie terrestre, es una función de muchas variables. El factor más importante es la variación del ángulo de inciden-

102

METEOROLOGIA

Solde ,Invierno

Solde verano

Tierra

(a)

(b)

Figura 3.1 a) Variación de la insolación con las diferentes estaciones. b) Variación de la insolación con la situación geográfica.

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cia, como se ilustra en la figura 3.1. Se ilustra en la figura 3.la el aumento en el área superficial que recibe la misma cantidad de insolación en el invierno comparada con la del verano. En la figura 3.1 b se ilustra un cambio similar para diferentes situaciones geográficas. El espesor de la atmósfera y por tanto la cantidad de energía solar absorbida es una función de la hora del día, como se ilustra en la figura 3.2. Los rayos del Sol son tangentes a la superficie terrestre en la mañana y en la tarde y aproximadamente perpendiculares al mediodía. El período de insolación para un día de verano es aproximadamente el doble que el de un día de invierno. Se puede ver, de lo expuesto, que la cantidad real de energía solar recibida por un área unitaria de superficie es una función compleja de la posición, la estación, la hora del día y de la composición de la atmósfera sobre la superficie. La cantidad de radiación solar incidente absorbida en la superficie del terreno es una función de la absorbancia de dicha superficie; esto es, si la superficie es de tierra, roca, agua, hielo, nieve, vegetación o cualquier otro elemento. El suelo desnudo accidentado absorbe mucha más radiación que el hielo o las superficies rocosas altamente Sol al mediod(a

\'O{ \8

'\aLímite de la \tm6sfera Tierra

Figura 3.2 Variación con el ángulo de incidencia del espesor de la atmósfera atravesado por la radiación solar.

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CIRCULACION DEL VIENTO

Sol

\'O~~e

'!

103

reflejantes. La transparencia del agua amplía el espesor de la capa absorbente, y por tanto es absorbida más energía por un espesor dado de agua que por el mismo espesor de suelo opaco. La fracción de la radiación incidente que refleja una superficie se conoce como el albedo de la superficie. Los calores específicos de los materiales sólidos de la superficie del suelo son más bajos que el calor específico del af.,'Ua. Por tanto, a pesar de que la cantidad de energía solar absorbida por una área unitaria de superficie del suelo pueda ser la misma que la del área unitaria de superficie del agua, será diferente el aumento resultante de la temperatura. Las corrientes en el agua y la resultante transferencia de calor por convexión hacen que la energía recibida en la superficie sea llevada a una mayor profundidad en el agua que en el caso de las rocas y el suelo, donde la transferencia de calor sólo tiene lugar por convexión. La combinación de los susodichos efectos producen las sorprendentes diferencias entre las temperaturas en el agua y en el suelo, y por tanto, entre las temperaturas del aire, marinas y continentales. Los patrones de viento cerca de la orilla de cuerpos de agua como los lagos, océanos y bahías se ven complicados por un factor que no existe en las áreas de suelo. Las diferencias en la tasa de calentamiento entre el suelo y el agua resultan en el desarrollo de una marcada diferencia de temperatura a media mañana entre el aire por encima del agua y por, encima del suelo. La expansión del aire ascendente más cálido produce un movimiento general horizontal del aire desde la masa de agua hacia la tierra (brisa del mar o del lago). Durante la noche, la superficie del suelo se enfría por radiación a una tasa más rápida que el agua. El aire sobre el suelo se hace gradualmente más frío y más denso que el aire sobre el agua. Por tanto, el movimiento general horizontal del aire se realiza desde el suelo al agua (brisa de tierra o terral). Como las principales grandes ciudades están situadas cerca de grandes extensiones de agua, los patrones de viento son muy complicados, especialmente si hay cerca montañas o grandes colinas.

3.3

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11'8''8

CIKCULACION DEL VIENTO

El Sol, el suelo y su atmósfera forman un sistema dinámico muy grande. El calentamiento diferencial del aire origina gradientes de presión horizontales, los que a su vez conducen a un movimiento horizontal en la atmósfera. Por tanto, la diferencia de temperatura entre las atmósferas en los polos y en el ecuador, y entre la atmósfera sobre los continentes y sobre los océanos, es causa de los movimientos en gran escala del aire. (Los vientos locales, como las brisas del lago son causadas por diferencias locales de temperatura). Si la Tierra no girara,

104

METEOROLOGIA

Flegión de baja presión - - - - - - - - - - 1000 mbar

Región de baja presión

F

p

-----lr

1000 mbar

.

V 1005 mbar

1005 mOO•

Fcor

Región de alta presión

Región de alta presión (a)

(b)

Región de baja presión

Región de baja presión

FP

vg vgr

Fcor Región de alta presión (r.)

i ! '

Fcor (d)

Figura 3.3 Efectos de las diversas fuerzas sobre la dirección del viento, en relación con las isobaras en la atmósfera. a) Fuerza sola del gradiente de presión, isobaras paralelas. b) Gradientes de presión o fuerzas de Coriolis, isobaras paralelas. e) Fuerzas de presión y Coriolis, en equilibrio; isobaras paralelas. d) Fuerzas de presión y Coriolis equilibradas por la aceleración centrípeta, isobara curva.

el aire tendería normalmente a fluir directamente de las regiones de alta presi<)~! a las regiones de baja presión, las que en plano horizontal significa usualmente de un área fría a un área caliente. En la figura 3.3a el flujo se muestra como perpendicular a las isobaras. La rotación de la Tierra altera esta situación. Además del gradiente de presión, Pp, se debe también considerar la fuerza de Coriolis, Fcor• que se origina por la rotación de la Tierra. (A la fuerza de Coriolis se le llama a veces fuerza de deflexión horizontal). Esta fuerza explica la aparente deflexión de una porción de aire en movimiento, hacia la derecha en el hemisferio norte, en relación con la superficie, cuando el observador mira en la dirección del movimiento de la porción. La fuerza de Coriolis en este sistema global es una función de la velocidad de la porción de aire, así como de la latitud y de la velocidad angular de rotación de la Tierra. Es máxima en los polos terrestres y mínima en el ecuador. Si esta fuerza vectorial se añade a la fuerza de gradiente de presión, la situación está entonces representada en general por la figura 3.3c, con el vector resultante de velocidad, formando cierto ángulo con las isobaras. No obstante, esta representación no es una

t;

CIRCULACION DEL VIENTO

lOS

de equilibrio estático, ya que las fuerzas, como están trazadas no se encuentran en equilibrio. Por otra parte, en las capas superiores de la atmósfera, las porciones de aire experimentan con frecuencia relativamente poca aceleración. Por tanto, las fuerzas que actúan sobre la porción tienen que estar esencialmente en equilibrio. Si sólo se considera la fuerza de gradiente de presión y la fuerza de Coriolis como presentes en el caso ideal, la representación vectorial deberá ser como aparece en la figura 3.3c, para isobaras paralelas. Como la fuerza de gradiente de presión, Fp, debe ser perpendicular a las isobaras, la fuerza de Coriolis tiene que ser paralela a Fp pero en dirección opuesta, hacia la región de alta presión. Además, la velocidad del viento y la fuerza de Coriolis actúan en ángulo recto una con la otra. De aquí resulta que el viento tiene que soplar paralelamente a las :isobaras. Recuérdese, además, que Fcor adúa a la derecha de la ve¡Jodda
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1

f¡

106

METEOROLOGJA

Los vientos geostróficos y de gradiente constituyen conceptos de interés práctico en ausencia de una fuerza significativa de fricción. No obstante, el movimiento del aire cerca de la superficie terrestre está retrasado por los efectos de fricción de la rugosidad superficial.

La región vertical entre la superficie de la Tierra y los niveles superiores de la atmósfera donde resulta válido el concepto de viento gradiente se llama capa límite planetaria. La magnitud del retraso de la velocidad del viento con la altura y el espesor de la capa límite son funciones de la rugosidad superficial del terreno, así como del gradiente de temperatura en la atmósfera inferior. El efecto de esta fuerza de fricción, cuando se suma a las fuerzas de presión y de Coriolis, es hacer girar ligeramente el movimiento del aire hacia la derecha del viento gradiente (cuando el observador mira hacia abajo en dirección a la región de baja presión). En efecto el viento gira en un ligero ángulo hacia la región de baja presión. El desplazamiento angular es una función de las mismas variables indicadas anteriormente para la fuerza de fricción. El diagrama vectorial de la figura 3.4 ilustra la dirección del viento resultante para isobaras rectas. La fuerza de fricción F¡, se opone a la dirección del viento, y esta dirección debe ser perpendicular al vector de la fuerza de Coriolis. Recuérdese que la fuerza de Coriolis es proporcional a la velocidad del viento. La fuerza de fricción reduce directamente la velocidad del viento en la capa límite, con lo que reduce la fuerza de Coriolis, F Cor. La fuerza de presión, Fp, permanece, no obstante, igual, de manera que ya no está equilibrada por la fuerza de Coriolis como sucede con el viento geostrófico. El resultado de este desequilibrio es que la dirección del viento corta ahora las isobaras en dirección a la región de baja presión, y ya no es

paralela a las isobaras. Nótese que la velocidad del viento es ahora menor que la velocidad del viento geostrófico, si todas las otras condiciones permanecen iguales.

CIRCULACION DEL VIENTO

Sin embargo, un viento constante puede existir cuando se incluye fuerza de fricción. La componente del vector Fp en la dirección del viento, equilibra aproximadamente la fuerza de fricción, F¡. Al mismo tiempo, la fuerza de Coriolis reducida es apenas equilibrada por la componente restante de Fp. Una consecuencia interesante de esto, ocurre respecto del flujo alrededor de los centros de presión, alta y baja, acompañado de fricción. La figura 3 .Sa muestra el diagrama vectorial del flujo circulatorio cerca de un centro de alta presión. Se muestra el gradiente de presión, las fuerzas de Coriolis y de fricción, así como el vector de la aceleración centrípeta. Esto es sólo una superposición del diagrama de la figura 3.4 sobre un recorrido curvo. Lo que es importante notar es que la velocidad del viento se dirige hacia afuera desde un círculo de radio r. Por tanto, el flujo en las inmediaciones de un centro de alta presión debe pasar en una dirección a favor de las agujas del reloj y con un flujo neto hacia afuera. Si se efectúa un análisis tridimensional más completo del flujo del aire cerca de un centro de presión, se halla que el flujo se dirige hacia abajo así como hacia afuera. Como resultado de ello, el aire se debe introducir desde arriba del centro y dirigirlo hacia abajo a fin de mantener el flujo hacia afuera. Este flujo descendente se llama asentamiento y constituye un posible inhibidor de la dispersión de los contaminantes en la atmósfera. En la figura 3.5b se ilustra el flujo alrededor de un centro de baja presión. En este caso, el vector de velocidad del viento apunta hacia

en el análisis la

Región de baja presión

Región de alta presi" 1

FP

V

Fcor Región de baja presión

FP

107

Región de alta presión

\

FP

\

Región de baja presión

V

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(a) Fcor

Región de alta presión

f'igura 3.4 Efecto de la fuerza de fricción en la capa límite planetaria, sobre la dirección del viento.

(b)

Figura 3.5 Equilibrios de fuerzas en la proximidad de las regiones de alta y baja presión. a) El flujo es hacia afuera y en el sentido de las manecillas del reloj, alrededor de una región de alta presión. b) El flujo es hacia adentro y contrario a las manecillas del reloj, alrededor de una región de baja presión.

lOS

METFOROLOGIA

adentro. Por tanto, el flujo cercano a un centro de baja presión tiene una dirección contraria a las manecillas del reloj. Un análisis adicional revela que el flujo espiral se dirige tanto hacia arriba como hacia dentro. Por tanto, los contaminantes en la parte inferior de la atmósfera serán arrastrados hacia arriba y, por lo general, se dispersarán sobre una amplia área. Además, según se eleva el aire, se enfriará como resultado de la disminución de la presión a mayores elevaciones. Puede que el agua se condense dentro de la masa del aire ascendente. Este efecto podrá servir como una acción de limpieza sobre una atmósfera contaminada. El desplazamiento angular del viento en la capa límite planetaria tiene una importante repercusión sobre el patrón de dispersión de los contaminantes procedentes de las chimeneas. Como la fuerza de retraso por fricción varía con la altura sobre el suelo, la cantidad de desplazamiento angular varía también con la altura. La fuerza de fricción en la capa límite tiene un máximo cerca de la superficie de la Tierra y cae esencialmente a cero en la parte superior de la capa límite, donde predomina el viento geostrófico o el gradiente. Por tanto, el ángulo de desplazamiento de la dirección del viento debido a la fricción varía desde un valor máximo cerca de la superficie terrestre hasta cero en la parte superior de la capa límite. Según se mira en dirección al suelo, el viento se desplaza según las manecillas del reloj, con el aumento en altura dentro de la capa límite. Esto se muestra en la figura 3.6a donde el ángulo (/) en el plano x-v aumenta según las manecillas z X

:l:2 1

del reloj a medida que se acerca al nivel del terreno. Existen dos ramificaciones de este desplazamiento. En primer lugar, es evidente que la dirección del viento en la base de la chimenea que se muestra en la figura 3.6a puede no ser la verdadera indicación de la dirección de recorrido de los contaminantes liberados desde la parte superior de una chimenea de gran altura. Por tanto, las mediciones de la dirección del viento realizadas cerca de la superficie del terreno pueden en cierta forma conducir a error en términos de la dirección actual que toman los contaminantes cuando salen de la chimenea. En la presencia de fuertes vientos(> 6 m/s) el cambio de dirección de la velocidad u con la altura resulta despreciable en los 100 m inferiores de la capa límite planetaria (13 ). No obstante, cuando la velocidad del viento es menor de 6 m/s (13 millas/h) el cambio de dirección podrá ser apreciable. Los valores de(/) en el rango de 5 a 15° ocurren sobre el océano, mientras que los valores de 25 a 45° son típicos de las bajas velocidades sobre las masas del suelo. En segundo lugar, según los contaminantes son arrastrados en la dirección del viento, se dispersarán exteriormente en la dirección y, y verticalmente en la dirección z. A medida que los contaminantes se difunden verticalmente en la capa límite, encontrarán diferentes corrientes principales en la dirección del viento a diversas alturas. Por tanto, el patrón de dispersión en la dirección del viento no será con frecuencia simétrico con respecto al eje de la dirección del viento en la parte superior de la chimenea, sino que mostrará una cierta tendencia a la oblicuidad. Esta situación se ilustra en la figura 3.6b, según se mira desde arriba en la dirección del plano x-y. La magnitud de la oblicuidad, según se mida por el ángulo (/) de la figura 3 .6a, depende de la posición relativa de la parte superior de la chimenea en la capa límite.

3.4

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1

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Patrón de dispersión lateralmente desplazado

1

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109

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TASA DE CAMBIO

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(a)

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ideal

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Figura 3.6 Efecto de las fuerzas de fricción en la capa límite planetaria, sobre la dirección del viento a diversas alturas.

TASA DE CAMBIO

Una de las características más importante-s de la atmósfera es su estabilidad -esto es, su tendencia a resistir el movimiento vertical, o suprimir la turbulencia existente. Esta tendencia influye sobre la capacidad de la atmósfera de dispersar los contaminantes que se emiten en ella, procedentes de fuentes naturales o producidas por el hombre. Cuando un pequeño volumen de aire se desplaza hacia arriba dentro de la atmósfera, encontrará una presión menor y experimentará una expansión a una temperatura menor. Usualmente, la expansión es lo suficientemente rápida como para que se pueda suponer que no tiene lugar ninguna transferencia de calor entre dicho volumen de aire y la atmósfera que lo rodea. El cambio de temperatura

l!:

¡i 1

110

METEOROLOGIA

con la elevación, la que se debe a la expansión adiabática se determina como se indica a continuación. Se considera la atmósfera como una columna estacionaria de aire en un campo gravitacional, y se aproxima el aire a un gas ideal seco. En ausencia de efectos de fricción e inercia, el equilibrio de fuerzas estáticas sobre un elemento diferencial de espesor dz conduce a dP

= -pgdz

{3.1)

donde P es la pr~sión atmosférica, p es la densidad atmosférica (que se supone constante), g es la aceleración local de la gravedad y z es la elevación. El signo negativo resulta de la convención de que la altura z es positiva cuando se mide hacia arriba, mientras que la presión P, disminuye en esta dirección. La primera ley de la termodinámica para un sistema cerrado que contenga un gas ideal que esté en proceso de experimentar un cambio de estado cuasiestático, se puede escribir como

dq = du + dw = du + P dv '':1

= (dh - P dv - v dP) + P dv = dh - v dP

=

e d1' _l_dP

(3.2)

p

p

donde q es la cantidad de transferencia de calor y cp es el calor específico a presión constante. Para un proceso adiabático, dq =O; por tanto, la ecuación (3.1) se convierte en 1

ep dT = -dP p

(3.3)

Al sustituir la ecuación (3.3) en la ecuación (3.1) y reordenar, se obtiene (

= ~ = g(k- 1)

_ dT)

dz

adia

ep

kR

(3.4)

donde k_ es la relación_ entre los calores específicos, cp/cv. Si se supone despreCiable en cambiO de g y cp con la elevación, entonces el cambio de temperatura con la elevación en condiciones adiabáticas, será una constante, independiente de la elevación. El valor numérico de dT/dz depende del sistema de unidades empleado. En unidades SI, Cp para el aire seco equivale a 1.005 kJ /kg •'t a la temperatura ambiente, y g es 9.806 m/s 2 • En las unidades inglesas de ingeniería, cp del aire seco equivale a 0.240 Btuflb • °F y g es

TASA DE CAMBIO

111

32.17 pies/s 2 . Con base en dichos datos se determina que para el aire seco

(dT) dz

adia seca

= -0.0098oC/m = -0.0054oF /pie

Es conveniente definir una tasa de cambio como el valor negativo del gradiente de temperatura en la atmósfera. Por tanto, la tasa de cambio adiabática seca, a la que se le asigna el símbolo especial r, será f=

-dT) (-dz ""

.

ad1a seca

~1°C/100m=5.4°F/1000pic

(3.5)

La tasa de cambio adiabática seca es extremadamente importante en los estudios meteorológicos. Una comparación de r con la tasa actual de cambio (ambiental) en la atmósfera baja indica en grado extremo la estabilidad de la atmósfera. Como se verá más adelante, el grado de estabilidad ~s una medida de la capacidad de la atmósfera para dispersar los contaminantes emitidos dentro de ella. Antes de examinar este efecto, es conveniente evaluar la norma internacional de la tasa de cambio atmosférica. Con base en los datos meteorológicos, se ha definido una norma atmosférica internacional y se ha adoptado con fines de comparación. Como promedio en las latitudes medias, la temperatura disminuye linealmente con la elevación, hasta que se llega a aproximadamente 35,300 pies. Los promedios de temperatura son de 519"R (288"K) al nivel del mar y de 393°R (216.rK) a 35,300 pies (10.8 km). Por tanto, el gradiente normal de temperatura es

(dT) dz

= (393- 519)°F /35,300pie= -0.00357°F /pie= -0.0066°C/m

normal

La tasa normal de cambio basada en la convención internacional es de 0.66°C/100 m ó 3.6°F/l ,000 pies. En la figura 3.7 se compara el perfil de temperatura para la atmósfera normal con el perfil adiabático. Finalmente, la tasa de cambio adiabática saturada (húmeda) de la atmósfera tiene cierto interés. Cuando la atmósfera no está saturada con vapor de agua, el valor de cp para la mezcla de aire seco y vapor de agua es esencialmente el del aire seco. Por tanto, el valor de dT/dz calculado para dicha mezcla, por la ecuación (3 .4) permanece invariable durante la expansión adiabática. Sin embargo, si el aire está, para empezar, saturado con vapor de agua, existe un gradiente de temperatura muy diferente del valor de- 5.4°F/l,OOO pies, cuando una porción de aire cambia adiabáticamente su elevación. El vapor de agua se condensará cuando la porción de aire pase a una mayor elevación. Este proceso de condensación libera del agua la entalpía de

,,

METEOROLOGIA

112

Estratosfera

~

1

'

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'\..

'

<(

'

Troposfera

('-,

Perfil adiabático'-,

"

~

Temperatura

Figura 3. 7 Perfil de temperatura de la atmósfera normal, comparada con el gradiente de temperatura adiabática.

'

condensación, y esta energía tiende a elevar la temperatura de la mezcla. Al mismo tiempo, la expansión ascendente hacia una presión más baja tiende a disminuir la temperatura. Las contribuciones relativas de estos dos efectos sobre el cambio de temperatura con la elevación se puede determinar por medio de un balance de energía efectuado sobre una porción de aire que esté saturada con vapor de agua. Hágase que w represente la relación entre la masa de vapor de agua y la masa de aire seco por volumen de aire atmosférico. Para un cambio diferencial dw del agua a la fase líquida, según asciende la porción de aire, la liberación de energía a la fase de vapor es h¡gdw en términos de la energía por masa unitaria de aire seco. Para la fase de vapor esto equivale a una adición de calor. Por tanto, la ecuación (3.2) aplicada a la fase de vapor, se convierte, al combinarla con la ecuación (3.1) en, 1

dq =ep dT- -dP p

113

coNDICIONES DE ESTABILIDAD

Nótese que dwjdz es negativo para una porción de aire ascendente, ya que el vapor de agua está en proceso de condensación. Por tanto, la suma de los dos términos de la derecha es menos positiva que para el caso del aire seco. En otras palabras, el efecto global es un descenso de la temperatura con un aumento en la elevación, pero nunca será tanto como el cambio adiabático seco. Debido al hecho de que la presión del vapor de agua aumenta notablemente con la temperatura, la relación dwjdz es decididamente una función de la temperatura. No obstante, como una aproximación, la tasa de cambio saturada por una porción adiabática de aire es aproximadamente 3.4°F /1,000 pies, ó 0.6°C/l 00 m. A pesar de que la tasa de cambio adiabática saturada es a veces importante para pronosticar la estabilidad de la atmósfera, no se tratará más en este texto ( 11 ). 3.5

CONDICIONES DE ESTABILIDAD

Es necesario conocer el grado de estabilidad de la atmósfera si se desea estimar la capacidad de la atmósfera para dispersar los contaminantes que recibe de las fuentes producidas por el hombre. Se define una atmósfera estable como aquella que no muestra mucho mezclado o movimiento verticales. De aquí resulta que los contaminantes emitidos cerca de la superficie del suelo tienden a permanecer ahí. El hecho de que haya mucho mezclado a una escala significativa en la baja atmósfera, depende en primer lugar de 1) el gradiente de temperatura y 2) la turbulencia mecánica debido a la acción cortante del viento. La posibilidad de que ocurra mezclado térmico se puede determinar por comparación del gradiente actual de temperatura (ambiental) o tasa de cambio con la tasa de cambio adiabática. En la figura 3.8 se muestran varias posibles tasas de cambio ambientales junto con la tasa de cambio adiabática seca. Cuando la tasa

o también,

Débilmente

Inestable

- h¡gdw = cPdT + gdz

(_dT)

\a

•, \ dz

>r env

\

\ 'B ~--dT)

\ \ \ \ \

\

11''

:!l

_ { dT) dz sat

= ~ + h¡g dw cp

cp

dz

\ \

\

\

Temperatura

<
\

\

\

Temperatura

\- dz

\

\

7_dT)

\

\

\

1i J'l C'


A

\

La reordenación lleva al resultado deseado, a saber

dz

\

\

i i

estable

e '11,\

\

Fuertemente estable

\

Temperatura

\

\

Temperatura

Figura 3.8 Tasa de cambio relacionada con la estabilidad atmosférica (tasa de cambio ambiental-, tasa de cambio adiabática---).

ll4

METEOROLOGIA

de cambio ambiental es mayor que la tasa de cambio adiabática seca,

r, se dice que la atmósfera es superadiabática. (Nótese que esto quiere

decir que el gradiente de temperatura existente es mayor que el gradiente de temperatura adiabático seco). Considérese el punto A en la figura 3.8a para el caso superadiabático. Cuando una pequeña cantidad de aire a la temperatura A es transportado rápidamente hacia arriba (quizá debido a una fluctuación turbulenta de la atmósfera), su expansión se aproxima estrechamente a una expansión adiabática, puesto que la tasa de transferencia de calor a través del límite será lenta comparada con su tasa de movimiento vertical. Por tanto, su estado final podría ser la posición B, que se encuentra a lo largo de la línea adiabática seca. La temperatura en este estado B es mayor que la del aire circundante a esta altura, representado por el estado e, que se encuentra a lo largo de la línea de gradiente de temperatura ambiental. Esta pequeña porción de aire es entonces menos densa que el aire que la rodea (la misma presión pero más alta temperatura), y tiende a continuar su movimiento ascendente. Si la misma calidad de aire se dispersara hacia abajo, experimentará una compresión adiabática a una temperatura E, menor que la del aire circundante, que está a la temperatura F. Debido a su mayor densidad, la pequeña porción de aire continuará su movimiento descendente. La condición que se acaba de describir es inestable, ya que cualquier perturbación en la dirección vertical tiende a ser aumentada. Por tanto, cualquier tipo de atmósfera que tenga una tasa de cambio superadiabática es inestable. Cuando la tasa de cambio ambiental es aproximadamente la misma que la tasa de cambio adiabática seca, véase figura 3.8b, se dice que la atmósfera tiene una estabilidad neutral. Cualquier porción de aire que es arrastrada rápidamente hacia arriba o hacia abajo tendrá la misma temperatura que el ambiente a la nueva altura. Por tanto, no existe tendencia alguna para un movimiento vertical adicional debido a diferencias térmicas, y la porción de aire desplazada permanecerá en .su posición de desplazamiento. Si la tasa de cambio ambiental es .rrienor que la tasa de cambio adiabática seca (mayor gradiente de tem;J>eratura); la atmósfera es entonces subadiabática. Se observa, por un ~rgumento similar al empleado anteriormente para el caso de super'
115

coNDICIONES !:>Lo lcSTABILIDAU

del aire seco se define como la temperatura que tendría un volumen de aire si se llevara por un proceso adiabático de su presión existente p a una temperatura normal P 0 de 1,000 mbar. Este proceso está más ilustrado en la figura 3.9 por el recorrido A-B. La ecuación que define e está dada por (}=

~p

p0 )(k-1)/k

( 1000 )0.288

-

=T--

p

(3.6)

donde k es la relación entre los calores específicos y 0.288 es el exponente para el aire atmosférico seco en la atmósfera baja. En esta ecuación P se debe expresar en millibares y Ten grados ~ o grados o¡{. El gradiente de la temperatura potencial se puede expresar en términos del gradiente de la temperatura ambiental y la tasa de cambio adiabática seca, r. La diferenciación logarítmica de la ecuación (3.6) con respecto a la elevación z dará _!_

d(} = _!_(dT) _ k-1 (.!.)dP

(} dz

dz

T

amb

k

P

dz

dP dz

-pg

La ecuación de estado de los gases ideales es P

=

pRT

(3.8)

\ \

_I\A -----\----p :

\

:

\~ Tasa

__ l___ ~--~i.-1

\

:1

1

'\

T

e

1

i!

·~1

-=

\

¡·

(3 . 7 )

De la ecuación (3.1)

z

l,'

\

de cambio adiabática

= 1000 mbars

---p o

\

\

L-----------------------~-----T

Figura 3.9 El proceso adiabático, por el que se define la temperatura potencial, (J.

116

METEOROLOGIA

Al sustituir las ecuaciones (3.1) y (3.8) en la ecuación (3.7) y después simplificar se obtiene

_!.dO =.!. [( dT) +~(K)] O eh:; T ck amb k R

(3.9)

Para un gas ideal, k-1)1_1 ( -k- R- cP

Por tanto

+~]

1d0_.!_[(dT)

O eh:;

··¡1 i1 . 1:1 1

·:.·

il!i ¡.·:¡¡

1,}.'j· ju,

:

~~ !

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1

1

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(3.11)

Al resolver la ecuación (3.11) para dO jdz y suponer para pequeños cambios de p que e ~ T, se halla que

M=(I).T)

¡).z

¡).z

+r·=(I).T) -(I).T)

amb

¡).z

amb

mente grande. El efecto de la inversión es reducir la dispersión vertical de los contaminantes y así aumentar la concentración localmente. De los varios tipos de inversiones, los dos más usuales son los formados por el descenso de una capa de aire dentro de una masa de aire a alta presión, y las formadas por la radiación nocturna de la superficie del suelo a la atmósfera local. El primer tipo se conoce como inversión por asentamiento. Es una capa de inversión cuya base está usualmente a cierta distancia de la superficie terrestre. Este tipo de inversión está formado por la compresión adiabática y el calentamiento de una capa de aire según desciende a alturas inferiores en la región de un centro de alta presión. Para el descenso de una capa de aire que se comporta como un gas ideal, la ecuación (3.3) muestra que

(~~tilia

(3.10)

amb CP

_!.dO=.!.[(dT) +r] O eh:; T eh:; amb

1!1'1:

·::1:

1 . . ;'1

eh:;

Nótese que el segundo término del lado derecho de la ecuación (3. 10) es la tasa de cambio adiabática seca, r, como se muestra por la ecuación (3.4). Por tanto, la ecuación anterior se puede escribir como

:¡,

~..

T

-

¡).z

adia

(3.12~

1

donde !:lO 1f:l.z es el gradiente de temperatura potencial. Nótese que el lado derecho de la ecuación (3 .12) es la diferencia entre los gradientes de temperatura ambientales y adiabáticos secos. Cuando la temperatura disminuye con la altura como en la atmósfera normal, (dTjdz )amb será negativo. Cuando (dTjdz )am b es más negativo que el gradiente de temperatura adiabática seca, !:lO 1f:l.z será negativo o menor que cero. Por tanto, un gradiente negativo de temperatura potencial está asociado con una atmósfera inestable (superadiabática). De un modo semejante, cuando (dTjdz)amb es menos negativo (o hasta positivo) cuando se le compara con el gradiente de temperatura adiabática seca (condición subadiabática), el gradiente de temperatura potencial es positivo y la atmósfera es estable. Cuando !:lO 1f:l.z es cero, la atmósfera es neutral. Cuando la temperatura aumenta con la altura, la tasa de cambio es negativa y la condición atmosférica se conoce como una inversión (véase figura 3.8d). Es una condición de gran estabilidad, y se caracteriza por un gradiente positivo de temperatura potencial relativa-

117

CONDICIONES DE ESTABILIDAD

1

~~

)

arriba

>(

~~)

¡¡;.',·' ,'.i

i·l 1

cpp

Por tanto, el cambio de temperatura en cualquier posición dentro de la capa que se hunde, con respecto a la presión, es una función del calor específico a presión constante y de la densidad del gas en dicha posición. El valor de cp para el aire es esencialmente constante sobre un considerable rango de temperaturas. No obstante, la densidad del aire en la parte superior de la capa es menor que en la inferior, como resultado del cambio de la presión barométrica con la altura. Se nota, por tanto, que para la capa de aire, (

i '1

abajo

Esto es, la parte superior de la capa se calienta más rápidamente que la parte inferior de la misma. Si el asentamiento (cambio general) de la capa persiste durante un tiempo suficiente, se creará un gradiente positivo de temperatura dentro de la capa. Este gradiente cumple el requerimiento de una capa de inversión. Por tanto, la masa de aire que se asienta actúa como una gigantesca tapa sobre la atmósfera que está debajo. Se notará que las inversiones por asentamiento ocurren sobre las fuentes de emisión, y que, por tanto, no contribuyen a los problemas de contaminación a corto plazo. No obstante, este tipo de inversión puede persistir durante varios días y contribuir en grande a la acumulación a largo plazo de los contaminantes. Los peligrosos problemas de contaminación que se han registrado en las grandes regiones metropolitanas han estado frecuentemente asociados con una inversión por asentamiento. Las inversiones por asentamiento son una característica corriente de la costa oeste de Estados Unidos durante aproximadamente 340 días del año. En la figura 3.l0a se muestra un-¡Jerfil

~ 118 h

METEOROLOGIA

h

~~-~--,

119

CONDICIONES DE ESTABILIDAD

h 5()00

En la noche y en la mañana temprano

,

4000

L___ _ _ ___l__ _ _

(a)

1

~!i

T

• (b)

T

T (e)

Figura 3.10 Ilustraciones de a) inversión por asentamiento, b) inversión porradiación y e) combinación de inversiones por asentamiento y por radiación.

11,···'·.'¡'·.1

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típico de temperatura para una inversión por asentamiento, que resulta del flujo descendente del aire en una región de alta presión. En el segundo tipo usual de inversión, llamado inversión por radiación, las capas superficiales de la atmósfera reciben durante el día calor por conducción, convección o radiación de la superficie del terreno, y por tanto se calientan. De aquí resulta un perfil de temperatura en la atmósfera baja que está representado por un gradiente negativo de temperatura. Si luego se tiene una noche despejada, la superficie del suelo irradia calor y se enfría rápidamente. Las capas de aire adyacentes a la superficie terrestre se enfrían a una temperatura por debajo de las capas de aire a mayores elevaciones. Por tanto, el perfil diurno de la temperatura se invierte, y una capa estable de inversión cubre entonces la atmósfera baja, por encima de la superficie terrestre (véase figura 3.1 Ob ). Este tipo de inversión es más fuerte justamente antes de que amanezca y durante los períodos de ciclos despejados y vientos ligeros. Se deshace cuando el sol de la mañana calienta el suelo y reestablece el movimiento de las corrientes del aire caliente ascendente. La figura 3.11 ilustra un caso real de esta desviación diurna entre las masas de aire inestables y estables cerca de la superficie terrestre. Desde aproximadamente 6 a.m. a 5 p.m. en esta localidad, el gradiente de temperatura era negativo. Sin embargo, según se acercaba la puesta dd sol, el gradiente se invertía por sí mismo y permanecía así hasta poco después de la salida del sol. Nótese que la capa de inversión se extendía hacia arriba hasta menos de 1,000 pies. La altura de las inversiones de radiación es frecuentemente menor de 5 00 m ( 1,600 pies). Tales inversiones serán suprimidas por una apreciable cubierta de nubes y por fuertes vientos. La primera impide hasta cierto punto las pérdidas por radiación de la superficie terrestre, y por tanto el intenso enfriamiento de la atmósfera cerca

1000

1\

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1

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24

04

08

12

1

16

20

Horas del d (a

Figura 3.11 Sección transversal del tiempo p:rra la temperatura promedio (°F) hasta una altura de 5,000 pies, septiembre y octubre de 1950, Oak Ridge, Tenn. (FUENTE: U.S. Weather Bureau, Meteorological Survey of the Oak Rülge Area. Report OR0-99. Oak Ridge, Tenn.: AEC, 1953 •. )

de la superficie. Los fuertes vientos tienden a suavizar cualquier gradiente adverso de temperatura formado a causa de medios térmicos. Las inversiones por radiación tienen importancia en los problemas de contaminación del aire debido a que ocurren dentro de la capa de la atmósfera que contiene las fuentes de contaminantes (a diferencia de las inversiones de asentamiento). Además, como es muy posible que las inversiones por radiación tengan lugar en noches claras y sin viento, existen pocas probabilidades de que ocurra una limpieza por precipitación o lavado debido a movimientos laterales. Es posible que las inversiones por asentamiento y radiación se presenten a:l mismo tiempo en la atmósfera. Esto se ilustra en la figura 3.1 Oc, en términos de un perfil típico de temperatura. La ocurrencia conjunta de los dos tipos de inversión conduce a un fenómeno llamado el atrapamiento de una pluma de chimenea, el que se tratará más adelante. La intensidad y duración de una inversión estáafecta-

24

,........METEOROLOGIA

120

da por la estación del año. El otoño y el invierno son los que tienen por lo general el mayor número de inversiones de mayor duración. La topografía tiene también su efecto sobre las inversiones. Por ejemplo, el aire frío fluye hacia abajo por la falda de una montaña y puede ser atrapado en el valle por el aire caliente que está encima de él. Hasta que el sol no esté directamente encima al día siguiente, es posible que el aire del valle no se caliente lo suficiente para causar la ruptura de la inversión. Por ejemplo, en Denver, Colorado, en el invierno, más de la mitad de las inversiones duran todo el día (2). Otros dos tipos de inversiones localizadas son posibles. Una de ellas tiene que ver con las brisas marinas ya mencionadas. Al calentarse en la mañana el aire que se encuentra por encima de una masa terrestre, se inducirá el flujo de aire más frío hacia la tierra desde un gran lago adyacente o del océano. Esto da por resultado aire más caliente arriba y una capa más fría a lo largo de la superficie, o sea, una condición de inversión. La otra condición de inversión está asociada como el paso de un frente cálido a través de una gran masa de terreno. Con frecuencia el frente cálido tenderá a desplazar el aire más frío y denso que lo precede, con lo que se crea una inversión localizada de temperatura. El paso de un frente frío dentro y por debajo de una región cálida delante del mismo conducirá a una condición similar. 1

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121

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5

8

9

6

7

10

11

Velocidad del viento, metros por segundo

Figura 3.12 Cambio de perfil de velocidad del viento con la estabilidad. (FUENTE: D. B. Turner. Workbookfor Atmospheric Dispersion Estimates. Washington. D.C.: HEW, 1969.

PERFIL DE VELOCIDAD DEL VIENTO

Como ya se mencionó, el movimiento del aire cerca de la superficie del terreno está retrasado por los efectos de fricción proporcionales a la rugosidad de la superficie. Por tanto, la naturaleza del suelo, la localización y densidad de los árboles, la situación y tamaño de los lagos, ríos, colinas y edificios produce diferentes gradientes de velocidad del viento en la dirección vertical. La capa de aire (llamada la capa límite planetaria) que está influida por la fricción se extiende desde algunos cientos de metros hasta varios kilómetros por encima de la superficie del suelo. La altura de esta capa límite es mayor en el caso de condiciones inestables que en el caso de condiciones estables. De este modo, los contaminantes se dispersarán sobre una mayor distancia vertical en condiciones atmosféricas inestables. Esto lleva a una reducción general de la concentración de los contaminantes en una determinada región en la dirección del viento que viene de la fuente de contaminación. No obstante, las fluctuaciones turbulentas en una atmósfera inestable, pueden resultar en concentraciones instantáneas que exceden las de una atmósfera estable. En la figura 3.12 se muestran perfiles típicos de la velocidad del viento durante el día y la noche. Debido a la más estable condición i \

pERFIL DE VELOCIDAD DEL VIENTO

atmosférica durante la noche, el perfil nocturno es usualmente más pronunciado que el diurno. Nótese que la variación de la velocidad del viento se estabiliza en este caso a una altura aproximada de 600 m. Por encima de esta altura el efecto de fricción es despreciable, y la velocidad del viento se convierte en la del viento gradiente, ya comentada. El efecto total de la rugosidad del suelo sobre el perfil de velocidad del viento se muestra en la figura 3.13. En este ejemplo en particular, el cambio del espesor total de la capa límite varía aproximadamente de 500 a 280 m para una rugosidad decreciente. Al disminuir la rugosidad, el perfil será también más pronunciado cerca de la superficie. Debido al cambio apreciable en la velocidad del viento con la altura, dentro de la capa límite planetaria, cualquier valor de la velocidad del viento se deberá citar haciendo referencia a la elevación en que fue medida. La altura internacional convenida para las mediciones del viento superficial es de 1 O m. Es necesario frecuentemente conocer la velocidad del viento a una altura diferente a la de la norma. Se han realizado numerosos esfuerzos a fin de desarrollar expresiones analíticas adecuadas que relacionen la velocidad del viento con la ah ura. Debido a la complcji-

sugerido que p se puede relacionar con un parámetro n que es una función de la estabilidad de la atmósfera. Esta relación es n (3.14) p = 2-n

Campo abierto

Suburbios

Area urbana

600

500

.. 400

o ¡;;

.,

E

Viento gradiente

~- 300

... :1


200

100

o

1

• . ;¡·J~~b~ 1

1

1

o

5

10

o

5

f&'r/01\,n e 10

1

o

~M 5

Velocidad del viento, metros por segundo

Figura 3.13 Efecto de la rugosidad del terreno sobre el perfil de velocidad del viento. Los valores a lo largo de las curvas representan porcentajes del valor del gradiente del viento. (FUENTE: D. B. Turner. Workbook for Atmospheric Dispersion Estimates. Washington, D.C.: HEW, 1969.)

dad de los fenómenos, no se dispone en este momento de ninguna expresión satisfactoria. No obstante, se ha observado que la ley de exponenciales de Deacon (3) es de utilidad para capas límites de hasta varios cientos de metros de profundidad. Esta expresión es

u U¡=

( z

~

)p

(3.13)

donde u es la velocidad del viento a la altura z, u 1 es la velocidad del viento a la altura z 1 y p es el exponente positivo, con un valor entre o y l. Cuando la tasa de cambio ambiental es aproximadamente igual al valor adiabático y el suelo es generalmente llano con poca cubierta superficial, se debe seleccionar un valor de p de aproximadamente 1/7 (3). El espesor de la capa límite, y por tanto el perfil de la velocidad del viento, es una función de la estabilidad atmosférica. Por ello, el exponente p debe variar en relación con las características de estabilidad de la atmósfera, como una primera aproximación. Sutton (4) ha

123

PERFIL DE VELOCIDAD DEL VIENTO

METEOROLOGIA

122

l 10

Los valores de n para las varias condiciones de estabilidad están dadas en la tabla 3.1. Sutton presenta también los datos de R (3). Frost relacionó p con la diferencia de temperatura que encontró entre las elevaciones de 5 y 400 pies. Estos datos se presentan en la tabla 3.2 . Se puede utilizar la ley de exponentes, expresada por la ecuación (3.13) para aproximar los perfiles de la velocidad del viento a los diversos terrenos que se muestran en la figura 3.13. Se ha encontrado ser razonablemente adecuado el uso de un valor de p de 0.40 para áreas urbanizadas, 0.28 para áreas densamente boscosas, ciudades y suburbios, y 0.16 para terrenos llanos y abiertos, lagos y mares. Algunos investigadores opinan que, para alturas de hasta cientos de pies, una relación logarítmica del tipo u =e lag z es más representativa de la capa de aire cerca del terreno que una expresión de la ley de exponentes, especialmente para terrenos abiertos. Como se comentará en el capítulo 4, la dispersión de los contaminantes en la atmósfera es una función definida de la velocidad promedio del viento a la elevación de la fuente de emisión. Basándose en la

1~

¡

'¡¡ 1

Tabla 3.1 Relación entre el parámetro de estabilidad, n, en la ecuación (3.14) y la condición de estabilidad de la atmósfera.

n

Condición de estabilidad Tasa de cambio grande Tasa de cambio pequeña o cero Inversión moderada Inversión grande

0.20 0.25 0.33 0.50

il ¡,¡¡ :''1

Tabla 3.2 Relación entre la diferencia de temperatura y el parámetro p para las capas de aire con un espesor de 5 a 400 pies, donde T = T 400 -· T 5 • Ó.T (°F)

-4 a- 2 - 2.5 a - 1.5 -2a0 - 1a 1 Oa2

p 0.145 0.17 0.15 0.29 0.32

Ó.T (°F)

p

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0.44 0.53 0.63 0.72 0.77

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124

METEOROLOGIA

discusión anterior de la variación de la velocidad del viento con la alnua, se puede llegar a la conclusión de que se debe tener cuidado al seleccionar la velocidad del viento, teniendo en cuenta la elevación, la naturaleza del terreno circundante y la estabilidad de la atmósfera.

3.7

El mezclado convectivo y turbulento ayuda mucho a la dispersión de los contaminantes en la atmósfera baja. El alcance vertical a la que ocurre dicho mezclado varía diariamente, de una a otra estación del año, y las características topográficas también la afectan. Mientras más grande sea el alcance vertical, mayor será el volumen de la atmósfera disponible para diluir la concentración de los contaminantes. Los efectos de flotación térmica determinan la altura de la capa convectiva de mezclado, que se conoce como la altura máxima de mezclado (AMM). Usualmente, se dispone de datos como el promedio de un período de 1 mes; por tanto, los valores de AMM disponibles se conocen como altura máxima promedio de mezclado (AMPM). Cuando una porción de aire se calienta por radiación solar en la superficie del suelo, su temperatura se eleva por encima de la del aire circundante, y adquiere flotabilidad. La aceleración de flotación debida a esta diferencia de temperatura, se puede deducir de consideraciones básicas. Para un elemento fluido en la atmósfera en equilibrio estático, la ecuación ( 3.1) es la ecuación dominante, esto es =

-pgdz

125

que finalmente, al recurrir a la ecuación de los gases ideales para la porción de aire calentado y la atmósfera circundante, que tienen igual presión, se tiene P = pRT = p'RT'

Al sustituir p y p' en la expresión d Vjdt con el uso de las ecuaciones de los gases ideales se obtiene

ALTURA MAXIMA DE MEZCLADO

dP

1\LTURA MAXIMA DF MEZCLADO

( 3.1)

Considérese ahora una porción en la atmósfera que se acelera hacia arriba al ser calentada. La ecuación dominante para esta porción de aire es similar a la ecuación (3.1), si se exceptúa que contiene un término de inercia para el efecto de la aceleración. Se puede escribir, para la porción de aire,

dV = _ g _ ~ ( dP) dt p' dz

dV dt =

( T'- T) --T- g

=

aceleración de flotación

Se ve, según la ecuación (3.15) que una porción de aire, después de calentada, continuará subiendo dentro de la atmósfera local hasta que su temperatura T' sea igual a la temperatura T de la atmósfera local. En dicho punto, la porció~ de aire y sus alrededores estarán en equilibrio neutral, y esa altura define el límite de la capa de mezclado convectiva, o la altura máxima de mezclado. Esta situación está ilustrada en la figura 3.14a, donde el subíndice o sobre los símbolos de la temperatura representan el valor a nivel del terreno. En general, el medio ambiente tiene una temperatura T 0 a nivel del suelo, y superfil de temperatura está representado por la línea continua, marcada (dT/dz)amb. Por ejemplo, la porción de aire se calienta por radiación solar, hasta una temperatura T' 0 a nivel del suelo. Se expande hacia arriba a lo largo de una tasa de cambio adiabática seca, r, que se muestra como una línea discontinua en la figura. La intersección de estas dos líneas es una medida de la altura máxima de mezclado, AMM. En aire muy estable, el gradiente general de la temperatura atmosférica toma la forma que se muestra en la figura 3.14b. En tales condiciones, la AMM es considerablemente más baja que en el caso mostrado en la figura 3.14a. La figura 3.14c muestra la posición de la AMM cuando está presente una elevada capa de inversión.

dt/dzamb

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\ \

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donde dVjdt es la aceleración de la partícula, p' es la densidad de la porción del aire calentado, y p en la ecuación ( 3.1) es la densidad del aire circundante no calentado. No se ha colocado una vírgula sobre la cantidad dP/dz para la porción de aire calentado, puesto que la presión es la misma para la porción calentada y los alrededores no calentados. Al sustitUir la ecuación (3.1) en la ecuación anterior, se halla

AMM

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AMM

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Figura 3.14 Establecimiento de la altura máxima de mezclado (AMM) en diversas condiciones atmosféricas (perfil adiabático-- -,perfil ambiental-).

METEORO LOGIA

126

En la práctica, se determina la AMM con la ayuda del perfil de temperatura de la atmósfera actual para varios kilómetros sobre la superficie terrestre. Se envía un globo al espacio y los valores tomados a varias alturas se transmiten por radio a tierra. Estas son las llamadas mediciones por radiosonda. Estos datos se trazan contra la altura. Una tasa de temperatura adiabática seca, la que se inicia a la temperatura superficial máxima normal, se traza también en este dibujo. La altura a la que la tasa adiabática seca corta a las mediciones de radiosonda se toma como la AMM. Los datos de temperatura de la radiosonda se toman generalmente de noche, pero también se efectúan frecuentemente por la mañana. Los valores de AMM son por lo general más bajos durante la noche y aumentan durante las horas del día. Durante una fuerte inversión por la noche, dicho valor puede ser esencialmente cero, mientras que los valores de 2,000 y 3,000 m son 'Corrientes durante el día. Sobre una base estacional, la AMM promedio es mínima en el invierno (diciembre y enero) y máxima a principios del verano (junio). Se ha observado ( 5) que extensos episodios de la contaminación del aire urbano ocurren cuando el valor de la AMM es menor de 1,500 m. Como los valores menores que el citado son muy comunes en muchas áreas urbanas, el potencial de los episodios de la contaminación del aire es a menudo alto.

3.8

127

Tabla 3.3 Velocidad y dirección del viento correspondiente a una ciudad hipotética, para un mes especificado. Frecuencia de la velocidad del viento observada a intervalos horarios (milla/h) Dirección

N NNE NE ENE E ESE SE SSE S SSW

sw wsw w

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13-18

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164

231

220

101

19-24

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4

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720

ROSA DE LOS VIENTOS

Los estimados precisos de la dispersión de los contaminantes en la atmósfera requieren conocer la frecuencia de distribución de la dirección del viento así como de su velocidad. Este tipo de información varía significativamente de una ciudad a otra, y varía considerablemente para una ciudad determinada entre uno y otro mes. Los patrones característicos del movimiento del aire local se pueden presentar ya sea en forma tabular o gráfica. La tabla 3.3 representa una lista uiootl-tica de la velocidad y G.irccción del viento para un área urba11'1, observada a intervalos horarios en un período de 1 mes (30 días). Los datos se reportan usualmente para ocho direcciones primarias y ocho secundarias de la brújula. La velocidad del viento se divide usualmente en rangos, como se muestra en la tabla. Si se desea, existen métodos para eliminar el desajuste y distribuir los datos para los períodos de calma entre las 16 direcciones del viento (5). La figura 3.15 muestra la forma gráfica de los datos de la tabla 3.3. En coordenadas polares, las frecuencias de las varias direcciones observadas del viento son proporcionales a la longitud total de los rayos. La distribución de las velocidades del viento dentro de cada diJi

ROSA DE LOS VIENTOS

rección esta indicada por la longitud de las secciones individuales de un rayo determinado. Dirigiéndose hacia afuera desde el centro del círculo, que representa el tiempo en que se observaron períodos de calma, el primer segmento de la línea representa el por ciento de tiempo de O a 3 millafh, el segmento siguiente representa el tiempo de 4 a 7 millafh, y así sucesivamente. En la mayoría de las grandes áreas urbanas, este tipo de gráfica, conocido como rosa de los vientos, estará disponibles para cada mes del año, siendo cada una de ellas el promedio de un cierto número de años ptevios. La dirección del viento indicada en la tabla 3.3 y la figura 3.15 es la dirección de donde viene el viento. La figura 3.16a muestra una rosa de los vientos real con su típica información sobre la velocidad del viento. Se debe tomar nota de la oblicuidad de estos datos particulares. Esta rosa de los vientos sería aceptablemente típica, por ejemplo, para los datos tomados en una estación medidora situada en una configuración de montañas y valles. Los datos de la figura 3.16b, para una localidad diferente, no muestran las distribuciones actuales de los rangos de velocidad del viento en una dirección dada, como se indica en la figura 3.16a. No obstante, la amplia diferencia que muestra la rosa de los

METEOROLOGIA

128

129

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Figura 3.15 Rosa de los vientos hipotética para los datos de la tabla 3.3.

vientos entre el día y la noche queda claramente indiCada. En este último caso los datos son para la ciudad de Nueva York, y el desplazamiento de los datos se debe a las brisas marinas en dicha región. Se deberá disponer de un conjunto completo de rosas de los vientos para todo el año, con el fin de poder predecir la dispersión de la contaminación en la atmósfera local, puesto que los datos de velocidad y dirección del viento pueden mostrar amplia variación de un mes a otro.

'3.9

> 30

Millas por hora

Millas por hora

(\

6-15 16-30

TURBULENCIA

•>or lo general, la dispersión de los contaminantes atmosféricos se efectúa por medio de dos importantes mecanismos de la circulación atmosférica. No se tiene un total conocimiento de la turbulencia atmosférica. La turbulencia en la atmósfera incluye usualmente aquellas fluctuaciones que tienen una frecuencia de más de 2 ciclos/h. Las fluctuaciones más importantes tienen frecuencias en el rango de 1 a 0.01 ciclos/s. La turbulencia atmosférica es el resultado de dos efec-

5

10

15

20

25

POR CIENTO DE FRECUENCIA (b)

Figura 3.16 a) Representación típica de los datos de velocidad del viento, por medio de una rosa de los vientos. b) l Tna rosa de los vientos diurna y nocturna para la ciudad de Nueva York, que muestra el efecto diurno de la brisa marina. (FUENTE: D. H. Slade, ed. Meteorology and Atomic Energy. Washington, D.C.: AEC, 1968 .)

tos específicos: a) el calentamiento atmosférico, que es causa de las corrientes de convexión naturales (dpjdz) y b) la turbulencia "mecánica", que es d r~ultado de los esfuerzos cortantes del viento (dujdz). A pesar de que amb~-s, efectos están presentes por lo general en cualquier condición atmosférica dada, una de las dos turbulencias, ya sea la mecánica o la térmica (convectiva), puede prevalecer sobre la otra. Las turbulencias térmicas prevalecen en los días soleados cuando soplan vientos ligeros y el gradiente de temperatura es altamente negativo. El período de estas turbulencias cíclicas será del orden de minutos. Por otra parte, las turbulencias mecánicas predominan junto con la estabilidad neutral en las noches con viento, y las fluctuaciones del viento tienen períodos del orden de segundos. La turbulencia mecánica es el resultado del movimiento del aire sobre la superficie terrestre y está influida por la situación de los edificios y la relativa rugosidad del terreno. Una de las más útiles descripciones cuantitativas de las turbulencias está representada por la desviación estadística normal (esto es la

130

METEOROLOGIA

raíz cuadrada del promedio de los mínimos cuadrados) de las fluctuaciones del viento tomadas sobre un cierto período, usualmente 1 h . Estas desviaciones normales (valores a) se pueden convertir en estimaciones de los parámetros verticales y horizontales de las ecuaciones de dispersión ( 6).

3.10

CARACfERISTICAS GENERALES DE LAS PLUMAS DE LAS CHIMENEAS

Como se indicó en la sección precedente, la dispersión de los contaminantes en la iltmósfera se efectúa por medio de dos mecanismos generales: la velocidad promedio del viento y la turbulencia atmosférica. El efecto de la primera es simplemente de transportar los contaminantes desde la fuente en la dirección del viento; la segunda hace que los contaminantes fluctúen de la concentración de la corriente principal en las direcciones verticales y transversales del viento. Los dos tipos de turbulencia -mecánica y convectiva-- ocurren por lo general simultáneamente en cualquier condición, pero en relaciones mutuas variables. Debido a estas variaciones, las formas geométricas generales de las plumas de gas emitidas de las chimeneas son muy diferentes. En la figura 3.17 se indican seis clasificaciones del comportamiento de las plumas. Además de la variación general de la forma geométrica en el plano de coordenadas x-z, se muestran también perfiles aproximados de velocidad y temperatura. Puede ocurrir una transición gradual de uno a otro tipo. La pluma de espiral que se muestra en la figura 3.17a ocurre cuando existe un alto grado de turbulencia convectiva. Como se indica en la figura, la pluma de espiral presenta una tasa de cambio superadiabática en la atmósfera, los que conduce a fuertes condiciones de inestabilidad. Los remolinos térmicos pueden resultar lo suficientemente grandes como para arrastrar una parte de la pluma hasta el nivel del suelo durante cortos períodos. A pesar de que los grandes remolinos tienden a dispersar los contaminantes sobre una amplia región, pueden ocurrir altas concentraciones en áreas localizadas del terreno. Una pluma de espiral está usualmente asociada con un fuerte calentamiento solar de la superficie del terreno y con vientos ligeros. Una pluma de cono (figura 3.1 7b) ocurre bajo una estabilidad esencialmente neutral, y domina la turbulencia mecánica en pequeña escala. Como el efecto de calentamiento térmico es mucho más bajo que para el caso de plumas de espiral, el efecto de cono ocurre cuando los cielos están nublados ya sea durante el día o durante la noche. Los vientos varían típicamente de moderados a fuertes. La cubierta

131

CARACTERISTICAS GENERALES DE LAS PLUMAS DE LAS CHIMENEAS

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Figura 3.17 Perfiles típicos de velocidad, temperatura y forma de las plumas en el sistema de coordenadas x-z, para diversas condiciones atmosféricas. (Tasa de cambio adiabática seca,---; tasa de cambio ambiental,-.) a) De espiral, gran inestabilidad; b) de cono, cerca de la estabilidad neutral; e) de abanico, inversión de superficie; d) de fumigación, inversión de flotación; e) de flotación, inversión por debajo de la chimenea;/) de atrapamiento, inversión por debajo y por encima de la altura de la chimenea.

de nubes impide la entrada de la radiación solar durante el día y el escape de la radiación terrestre durante la noche. Se ha observado

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132

METEOROLOGIA

que el semiángulo de la pluma, la que tiene la forma general de un cono, es de aproximadamente 10 grados. A diferencia de las espirales, en el caso de los conos la mayor parte de la concentración de contaminante es arrastrada bastante lejos por el viento antes de llegar al nivel del terreno en cantidades significativas. Esta constituye una condición especialmente favorable para estimar la dispersión de contaminantes por medio de las ecuaciones de difusión presentadas en el capítulo 4. La pluma de abanico ocurre en la presencia de grandes tasas de cambio negativas, de manera que tiene lugar una fuerte inversión a una considerable distancia por encima de la altura de la chimenea. La atmósfera es extremadamente estable, y se elimina la turbulencia mecánica. Si la densidad de la pluma no difiere significativamente de la atmósfera circundante, la pluma se traslada junto con el viento a una elevación aproximadamente constante, como se muestra en la figura 3.17c. Como ya se indicó, las inversiones son características de condiciones nocturnas despejadas, cuando la tierra se enfría por la radiación que se escapa. Cuando se la observa desde arriba, puede parecer que la pluma de abanico serpentea en la dirección horizontal según es arrastrada por el viento. Como se podría anticipar, es difícil pronosticar las concentraciones en la dirección del viento cuando se presenten abanicos. Muy poco del efluente de contaminante llega al suelo. Las plumas de fumzgación ocurren cuando una capa estable de aire está a corta distancia por encima del sitio de emisión de la pluma, y una capa inestable de aire se encuentra debajo de la pluma. La figura 3.17d ilustra los perfiles generales cuando existe inversión más arriba. El perfil de temperatura necesario para la fumigación se origina generalmente en la mañana temprano, después de una noche caracterizada por una inversión estable. El sol de la mañana calienta el suelo, lo que conduce a su vez a un gradiente negativo de temperatura hacia arriba del terreno. Una vez que la capa inestable recién formada alcanza la altura de una chimenea, grandes concentraciones del gas de la misma (que presentaban anteriormente perfil de abanico) serán arrastradas por el viento hasta la superficie del terreno. Afortunadamente, las condiciones de fumigación no duran normalmente más de una media hora. No obstante, durante este período, se alcanzarán concentraciones relativamente altas a nivel del terreno. La fumigación se ve favorecida por los cielos despejados y los vientos ligeros, y predomina más en el verano. Las condiciones para la pluma de flotación indicadas en la figura 3.17e son contrarias a las de la pluma de fumigación. La capa de inversión está por debajo de la pluma y la capa inestable está dentro y por encima de ésta. Esta resulta en una situación favorable, ya que los contaminantes se dispersan junto con el viento sin concentracio-

133

CARACTERISTICAS GENERALES DE LAS PLUMAS DE LAS CHIMENEAS

nes significativas a nivel del terreno. Mientras que las condiciones de fumigación son características temprano en la mañana, justamente después de la salida del sol, las condiciones de flotación predominan al caer la tarde y el anochecer, bajo cielos -despejados. Durante el día, se establece un gradiente negativo de temperatura en toda la atmósfera baja, como resultado del calor solar. Al caer la tarde, la radiación de la superficie conduce a la formación de una capa de inversión cerca del nivel del terreno. Según se hace más profunda la capa de inversión, una pluma de flotación cambiará a una pluma de abanico. Por tanto, la flotación es una situación transitoria. Cuando existe inversión tanto por debajo como por arriba de la altura de la chimenea, se tiene como resultado el atrapamiento. La difusión de los contaminantes está severamente restringida a la capa entre las dos regiones estables, como se muestra en la figura 3.1 7f. Las características generales del terreno que rodea una chimenea y la situación y naturaleza de los edificios con respecto a la misma ejercen una notable influencia sobre el comportamiento de la pluma. La figura 3.18 muestra la influencia que ejerce sobre el patrón de flujo del viento de una estructura de tipo de acantilado, situada en un terreno que de otro modo sería abierto. Obsérvese la región de

Estela Límite del vórtice

Perfil de velocidad media

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figura 3.18 Distribucion general del patrón de flujo alrededor de un edificio con aristas agudas. (FUENTE: D. H. Slade, ed. Meteorology and Atomic Energy. Washington, D. C.: AEC 1968.)

METEOROLOGIA

134

"remolinos" del flujo justamente detrás de la estructura. El flujo invierte su dirección cerca del nivel del terreno, como lo indica el perfil de velocidad justamente detrás del edificio. Cuando se sitúa una chimenea a favor del viento desde la estructura, como se ve en la figura 3.19a, es obvio el importante efecto aerodinámico de los remolinos sobre la dispersión de los contaminantes. Cuando sea insuficiente la altura de la chimenea, la naturaleza del flujo sobre la parte superior del edificio induce una contracorriente, de manera que las concentraciones de contaminantes son grandes adyacentes al lado a favor del viento del edificio. La situación empeora según se disminuye la altura de la chimenea. Existe una condición similar cuando se coloca una chimenea en una posición a favor del viento, con respecto al edificio. El flujo descendente desde el edificio situado antes de la chimenea hace que el efluente de la chimenea caiga rápidamente al suelo, en una dirección a favor del viento, con respecto a la chimenea. Esto es esencialmente cierto cuando el edificio sea más alto que la chimenea. Finalmente, se muestra en la figura 3.19b una chimenea montada en un edificio o inmediatamente adyacente al mismo. Es

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135

El·ECTO DE ISLA CALO RICA

obvio que el efluente de la chimenea elevada no se verá apreciablemente afectado por el arrastre procedente del edificio. Es fácil visualizar lo que ocurriría si la chimenea no fuera mucho más alta que el edificio. En una situación de este tipo, se puede aplicar la siguiente regla práctica: a fin de evitar el flujo inducido de los contaminantes de la chimenea en dirección al suelo, en las cercanías de un edificio, la altura de la chimenea debe ser cuando menos el doble de la altura del edificio. 3.11

EFECTO DE ISLA CALORICA

La atmósfera de una t,'Tan ciudad difiere de diversas maneras de la del campo. Las casas, los grandes edificios de oficinas, y las fáb~icas forman una superficie irregular que retrasa el flujo libre de las grandes masas de aire y por tanto, retrasa el flujo del viento. Debido a las superficies perpendiculares de los edificios y las calles semejantes a barrancas, el área urbana absorbe mayor cantidad de energía solar durante el día y la conserva durante un período más largo durante la noche, de lo que ocurriría con un área igual en el campo. La ciudad libera también en el aire ¡,JTandes cantidades de partículas. El fenómeno resultante se conoce como la "isla calórica". El aire caliente tiende a concentrarse en el centro de la ciudad, debido quizá a la concentración de edificios altos y de calles pavimentadas. Este aire caliente se eleva, arrastrando consigo la carga de contaminación, luego se expande y fluye hacia los bordes de la ciudad. Según el aire se expande, se enfría, y de este modo, el aire más frío en los bordes de la ciudad fluirá de nuevo hacia el centro de la ciudad, cerca de la superficie del

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Figura 3.19 a) El efecto aerodinámico de un edificio situado en la dirección de flujo del viento con respecto a una chimenea, sobre la dispersión del efluente gaseoso. b) Efecto de una chimenea montada sobre o inmediatamente adyacente a un edificio sobre la dispersión en la dirección del viento. (FUENTE: G. A. Briggs, Plume Rise. AEC Critica! Review Series, 1969 _

Figura 3.20 Dibujo que muestra el patrón de circulación correspondiente a una isla térmica urbana.

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suelo. Se forma así un sistema circulatorio autocontenido, que sólo se podrá alterar o romper por el efecto de un viento fuerte .. La isla calórica aparece en la figura 3.20. Las partículas pequeñas presen:tes en el aire sobre la ciudad tienden a reducir la energía solar e impiden de este modo que el sol caliente el aire cercano a la superficie. Se reducen las corrientes normales y verticales del aire. El aire inferior bajo el "domo de polvo" o la "cubierta de bruma" de la ciudad tiende a contaminarse cada vez más.

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CIRCULACION GLOBAL DE LOS CONTAMINANTES

Con base en lo expuesto respecto a la meteorología, se puede llegar a la conclusión de que las condiciones atmosféricas existentes en cualquier localidad dada, en un tiempo especificado, son una función de muchas variables que incluyen el terreno, el contenido de humedad de la atmósfera y de las condiciones meteorológicas. Cuando se consideran las cantidades de los diversos contaminantes emitidos anualmente, segú"n las listas del capítulo 1, el problema de su impacto sobre la atmósfera global adquiere una gran importancia. Robinsony .Robbins (7) indican que existen mecanismos de depuración en cl·medio natural para las emisiones gaseosas de COz, CO, NOx y los compuestos de azufre. A pesar de que estos mecanismos de depuración son importantes para controlar las acumulaciones a largo plazo de los contaminantes en la atmósfera, no operan con la suficiente rapidez para que ofrezcan soluciones en los casos locales de la contaminación urbana. De hecho, la existencia de una condición de contaminación del aire, es una evidencia de que los mecanismos de depuración disponibles han sido sobrepasados por las tasas .de emisión. Robinson y Robbins observaron en su estudio que mientras que la tasa anual de COz generado por el hombre es de 1 .4 X 1 O10 y la tasa de generación natural es de 1 O1 z , la concentración de COz en la atmósfera global aumenta a una tasa de sólo O. 7 ppmfaño. Este aumento en el COz atmosférico representa aproximadamente la mitad del COz producido por todas las fuentes de combustión desde 1900; por tanto, tiene que existir un mecanismo natural de depuración. Numerosos autores (7) han estimado la tasa de consumo del COz en la biosfera. Si sólo los procesos vegetativos fueran los responsables de la toma de co2 de la atmósfera, su tiempo de residencia sería de 17 años. No obstante, hace tiempo que se ha reconocido el papel predominante de los océanos en el ciclo del COz. Se ha estimado que los océanos toman COz a una tasa suficiente para dar al C0 2 atmosférico un tiempo promedio de residencia de 2.5 años. El COz es altamente soluble en los océanos, en donde se almacena o se consume en el crecimiento de plantas y animales marinos. Robinson y Robbins

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138

METEORO LOGIA

PROHLEMAS

(7) llegaron a la conclusión de que el tiempo de residencia atmosférica del C0 2 era de 2 a 4 años. En la tabla 3.4 se presenta un resumen condensado de los hallazgos de Robinson y Robbins para una selección de contaminantes gaseosos.

PREGUNTAS l. ¿cuáles son los tres mecanismos dominantes que explican la dispersión de un contaminante en la atmósfera? 2. ¿Qué fuerzas conducen al viento geostrófico y en qué dirección se mueve este viento con respecto a las isobaras rectas y paralelas en la atmósfera? 3. Cuando las isobaras en la atmósfera sean curvas, ¿cuáles tres fuerzas se han de considerar como que afectan a una porción de aire, y cuál es el nombre del viento que resulta de dichas fuerzas? 4. Describir el flujo del aire alrededor de un centro de alta presión en términos de su dirección de rotación, su movimiento perpendicular a la superficie terrestre y su movimiento con relación al centro. 5. Describir el flujo del aire alrededor de un centro de baja presión en términos de su dirección de rotación, su movimiento perpendicular a la superficie terrestre y su movimiento con relación al centro. 6. Según se asciende a través de la capa límite planetaria, ¿cuáles serían los efectos observados con respecto al flujo del aire? 7. Establecer la diferencia entre la tasa de cambio ambiental (atmosférica) y una tasa de cambio adiabática. ¿cuáles serán los valores de la tasa de cambio adiabática en los sistemas de unidades de ingeniería, métricos e ingleses? 8. ¿cuáles son las tasas de cambio, ambientales y adiabáticas usadas junto con el establecimiento del grado de estabilidad dentro de la atmósfera? 9. ¿Qué significan las condiciones superadiabáticas neutrales y subadiabáticas en la atmósfera? 1 O. ¿cuál es el mecanismo que causa una inversión por asentamiento? ¿Qué es lo que rompe esta inversión? 11. Describir cómo una inversión que se inicia a una elevación de 500 m afecta al problema de la contaminación del aire. 12. Describir los mecanismos que conducen a una inversión por radiación. ¿Qué causa su ruptura, y en qué momento ocurre en general? 13. Explicar por qué es importante conocer la altura máxima de mezclado al calcular la concentración atmosférica de los contaminantes del aire. 14. ¿Qué información se obtiene usualmente de una rosa de los vientos en una localidad dada? 15. Describir los perfiles de temperatura y los perfiles de dispersión de las plumas conocidas como a) de espiral, b) de cono, e) de abanico, d) de fumigación, e) de flotación y f) de atrapamiento.

PROBLEMAS 3.1.

Sobre la base del gradiente de temperatura promedio en las situaciones descritas, clasificar el grado de estabilidad de la atmósfera: a) la tempera-

3.2. 3.3.

3.4.

3.53.6.

3. 7.

3.8.

3.9.

3.10.

3.11.

3.12.

139

tura a nivel del suelo es de 70°F, la temperatura a 1,500 pies es de 80uF; b) la temperatura a nivel del suelo es de 70°F, la temperatura a 2,500 pies es de 60°F; e) la temperatura a nivel del suelo es de 60°F, la temperatura a 1,900 pies es de 48° F; d) la temperatura a nivel del suelo es de 25°C, la temperatura a 2,000 m es de 5°C; e) la temperatura a nivel del suelo es de 30° e, la temperatura a 500 m es de 20°C; f) la temperatura a nivel del suelo es de 25°C, la temperatura a 700 m es de 28°C. Determinar el gradiente de temperatura potencial para cada condición descrita en el problema 3.1. Determinar la temperatura potencial para los datos a nivel del suelo citados en el problema 3.1, si la presión a dichas alturas es de a) 970 mbares, b) 925 mbares, e) 935 mbares, d) 820 mbares, e) 950 mbares y fJ 930 m bares. Sobre la base del gradiente de temperatura promedio en las situaciones descritas, cl::tsificar el grado de estabilidad de la atmósfera: y la temperatura a nivel del suelo es de 60° F, a 1 ,200 pies es de 69° F; b) la temperatura a nivel del suelo es de 5 5° F, a 900 pies es de 51° F; e) la temperatura a nivel del suelo es de 28°C, a 400 m es de 20°C; d) la temperatura a nivel del suelo es de 24°C, a 600 m es de 18°C. Para las condiciones a) hasta d) inclusive en el problema 3.4, determinar el gradiente de temperatura potencial en unidades adecuadas. Determínese la temperatura potencial para los datos a nivel del suelo citados en el problema 3.4, si la presión a las alturas dadas es a) 980 mbares, b) 930 mbares, e) 945 mbares y d) 865 mbares. El viento tiene una velocidad de 1 O milla/h a 1 O m. En un día en que la tasa de cambio sea pequeña, ¿cuál será la velocidad a una elevación de 100 m, expresada en millas por hora? La velocidad del viento a 1 O m de altura es de 7 milla/h, en una ciudad. ¿cuál sería la velocidad estimada a una altura de 100m, expresada en millas por hora? Considerar que la velocidad del viento, u, es de 2 m/s a una altura de 10 m. Estímese la velocidad del viento para alturas de a) 200 m y b) 300m, para las cuatro condiciones de estabilidad a las que se hace referencia en la tabla 3.1. Dos gradientes de temperatura ambiental, T/z, de a) - 0.008°F/pies y b) + 0.004°1"/pie, respectivamente, existen durante el día y durante la noche, en un lugar determinado. Utilizando los datos de la tabla 3.2, estimar la relación entre las velocidades del viento de 400 hasta 5 pies, para las dos condiciones. En determinado día, la temperatura a nivel del suelo es de 70°F, mientras que la temperatura máxima normal para dicho mes se puede considerar como a) 90°F y b) 84°F. A una altura de 2,000 pies se mide la temperatura del aire como 65°F. ¿cuál será la altura máxima de mezclado en pies, para las dos situaciones? En una localidad determinada, la temperatura a nivel del suelo es a) 60°F y b) 5 7° F, mientras que la temperatura superficial máxima normal para dicho mes se toma como 80°F. A una altura de 1,000 pies la temperatura

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140

METEOROLOGIA

3.13.

3 .14.

3.15.

3.16.

3.17.

3.18.

3.19.

del aire se mide como 70°F. ¿cuál será la altura máxima de mezclado, en realidad, para las dos situaciones? En una localidad determinada, la temperatura del aire a nivel del suelo es de 18° C, mientras que se sabe que la temperatura máxima normal para dicho mes es de 30° C. A una elevación de 700 m se mide la temperatura como a) 15°C y b) 20°C. ¿cuál será la altura máxima de mezclado, en metros, para los dos casos? En una situación dada, la temperatura del aire a nivel del suelo es de 15 'jC, mientras que la temperatura superficial máxima normal para dicho mes es de a) 26"C y b) 24°C. A una altura de 300m, se halla que la temperatura es de 21 °C. ¿cuál será la altura máxima de mezclado, en metros, para los dos casos? Suponga que la tasa de cambio atmosférica en determinado día es constante hasta 800 m. Al nivel del suelo, Po es de 1,020 milibares y T 0 es de 15 ° C. Una medición de radio sonda indica que a cierta altura z la presión y la temperatura son de 97 5 milibares y 11.5°C, respectivamente. Determinar a) el gradiente de temperatura atmosférica, dT/dz, en grados Kelvin por metro, b) la altura de la observación, en metros y e) la temperatura po· tendal de la porción de aire a la altura z, en grados Kelvin. Resolver el problema 3.15 para los datos siguientes: P0 es de 1,010 robares, T 0 es 17.4 °C y, a la altura z, la presión y la temperatura son de 960 m bares y 14.7°C, respectivamente. Un globo de radiosonda que se mantiene a una altura de 30 m, registró a dicha posición una presión de 1,023 robares y una temperatura de 11.0°C. Después de que se soltó, envió por radio los siguientes datos de P v T para las posiciones de 2 hasta 10, respectivamente: 1,012, 9.8; 1,000, 12.0; 998, 14.0; 969, 15.0; 909, 13.0; 878, 13.0; 850, 12.6; 725, 1.6; y 700, O. 8, donde p está en milibares y T está en grados Celsius. a) Estimar la altura en metros, a la que se efectuó cada lectura de la lista anterior. b) Trazar los datos de P y T como la ordenada de una gráfica contra la altura como abscisas, y únanse los puntos de los datos para cada parámetro dado, por una serie de líneas rectas. Reconsiderar el problema 3.17 con base en los datos siguientes. A 30 m, la lectura de la presión y la temperatura era de 1,048 milibares y 11.5 ° C, res· pectivamente, y los datos para las posiciones 2 hasta 6 son: 1,025, 12.5; 993, 13.2; 927, 12.1; 872, 9.8; 825, 8.4. Hacer un perfil de temperatura versus altura para Oak Ridge, Tennessee, con base en la figura 3.11, para el tiempo correspondiente a las horas de a) 2 a.m., b) 10 a. m., e) 2 p. m. y d) 8 p. m.

BIBLIOGRAFIA l.

2.

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Capítulo 4 Dispersión de los contaminantes en la atmósfera i!' ,¡:

11

4.1

INTRODUCCION

La dispersión en la atmósfera de los efluentes que proceden de respiraderos y chimeneas depende de muchos factores correlacionados: por ejemplo, la naturaleza física y química de los efluentes, las características meteorológicas del ambiente, la ubicación de lá. chimenea en relación con las obstrucciones al movimiento del aire y la naturaleza del terreno que se encuentra en la dirección del viento que viene de la chimenea. Se han descubierto varios métodos analíticos para relacionar la dispersión de los efluentes con un número escogido de los factores anteriormente mencionados; no obstante, ninguno los considera a todos. Los efluentes de las chimeneas pueden consistir de gases sólo, o gases y partículas. Si las partículas son de un diámetro del orden de 20 f.lm o menores, tienen una velocidad de sedimentación tan baja que se mueven esencialmente igual que el gas. en el que están sumergidas. Los procedimientos analíticos desarrollados para la dispersión de los gases se pueden aplicar a la dispersión de pequeñas partículas. Sin embargo, las partículas grandes no se pueden tratar igual; tienen una significativa velocidad de sedimentación, que resulta en una concentración más alta a nivel del suelo del contaminante sólido más cerca de la chimenea que el caso de los gases. La sedimentación de las partículas se trata en el capítulo 5. Para alcanzar la máxima dispersión, los efluentes deberán salir de la chimenea con suficiente cantidad de movimiento y capacidad de flotación, a fin de que continúe su ascenso luego de la salida de la chime-

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143

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DISPERSJON DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFEH.A

nea. Cuando el viento no tiene una velocidad suficiente, las plumas de baja densidad tienden a alcanzar grandes elevaciones, con las consecuentes bajas concentraciones cerca del nivel del suelo. Las partículas grandes y las plumas de gas densas caen al suelo cerca de la chimenea. Las altas velocidades del viento aumentan la acción diluyente de la atmósfera originando más bajas concentraciones a nivel del suelo, en la dirección del viento con respecto a la chimenea. El ascenso de las plumas de alta temperatura la causa casi en su totalidad la flotación debida a la más alta temperatura de los gases. Cuando la pluma se desvía en el viento, se diluye a lo largo de su eje de dispersión proporcional a la velocidad promedio del viento, u, a la altura de la pluma, de manera que se reduce la capacidad de flotación. En el aire estratificado, la flotación de la pluma se disipa como resultaC.:o de la estabilidad de la atmósfera circundante, que "e caracteriza por el gradiente potencial de temperatura. Cuando existen condiciones neutrales en la atmósfera, la pluma se difunde por turbulencia, cuya intensidad es una función de la rugosidad del terreno, la altura y más importante aún de la velocidad del viento. Para impedir la deflexión descendente de la pluma a la salida de la chimenea, la velocidad Vs ha de ser suficientemente grande. Si 98 por ciento de la velocidad del viento es igual o menor de 15 mfs, una velocidad de salida de 20 m/s protegerá contra la deflexión descendente durante 98 por ciento del tiempo. Otra de las aproximaciones se expresa por la siguiente relación:

1,'

V. > u

145

"longitud de mezclado". Esto constituye el punto inicial más simple en el desarrollo de un modelo para la dispersión en la atmósfera. La ecuación básica de este modelo es matemáticamente muy compleja, pero haciendo suposiciones de poca importancia, se puede reducir a la forma de

dt

2 2 c ) ( a c) = Ku ax2 + KIJIJ ay2 + (a

2

( a c) Kzz az2

(4.la)

donde e es la concentración, t es el tiempo, y las magnitudes K¡¡ son los coeficientes de difusión turbulenta en la dirección de los tres ejes de coordenadas. Esta ecuación se conoce como la ecuación de dzfusz"ón de Fick. No obstante, este resultado es de difícil aplicación, en el caso del proceso actual en la atmósfera. Por tanto, se hacen usualmente las siguientes suposiciones adicionales: l. La concentración del contaminante emana de una fuente puntual continua. 2. El proceso es de estado estacionario, esto es, dejdt = O. 3. Se escoge la principal dirección de transporte debida,allvieptp, para que vaya a lo largo del eje de las x. 4. Se selecciona la velocidad del viento u, para que sea constante en cualquier punto del sistema de coordenadas x, y, z. 5. El transporte de contaminantes debido al viento en la dirección x predomina sobre la difusión descendente, esto es, u (dejdx) >> Kxx (a 2 e¡ax 2 ).

2

Esto es, la deflexión descendente de una chimenea es mínima cuando la velocidad del gas en 1 a chimenea es cuando menos el doble de la velocidad del viento en la parte superior de la chimenea. La capacidad de pronosticar concentraciones ambientales de contaminantes en áreas urbanas, sobre la base de la dispersión procedente de fuentes dentro de la región es esencial si se han de alcanzar y mantener las normas de la calidad del aire ambiental, a pesar de un futuro crecimiento industrial y residencial. Por tanto, es necesario desarrollar modelos matemáticos para estimar la dispersión de los contaminantes desde fuentes bajas y elevadas, ya sea solas o en grupos, a fin de simular el proceso atmosférico.

4.2

f;[MbDELO DE DJFUSION TURBULENTA

EL MODELO DE DIFUSION TURBULENTA

El enfoque más completo de la teoría del transporte se basa en el modelo de dzfusión turbulenta, que implica a su vez el concepto de la

De aquí resulta que la ecuación de difusión de Fick se reduce a

ac

a2 c

a2 c

u-aX = KIJIJz2 ay 2 + K zaz

(4.lb)

donde Kyy =F Kzz. La solución de esta ecuación debe también cumplir las siguientes condiciones de frontera: l.

e~

oo, cuando

~0

(una gran CbncentraciÓn en la fuente puntual). 2. e~ O, cuando x, y, z --+oo(concentración es cero a una gran distancia de la fuente). 3. Kzz ( aejaz )~O cuando z ~O (no hay difusión en la superficie). 00 4. J0 f'~oo ue(x, y, z) dy dz = Q, x >O (la tasa de transporte del contaminante en la dirección del viento es constante e igual a la tasa de emisi(m Q del contaminante en la fuente). X

146

DISPERSION VI·: LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

Lowry y Boubel ( 1) dan la siguiente solución aproximada para la ecuación anterior.

C(x,y,z) 2

Q

-u - exp [ 4x (

J[__+~ z2 2 KIJIJ

Kzz

)J"

(4.2)

2

donde r = x + y 2 + z 2 • Desafortunadamente, la ecuación (4.2) muestra dos graves desviaciones cuando se le compara con la evidencia experimental para las concentraciones a lo largo de la línea de centro. A nivel del suelo, a lo largo de la línea de centro, la ecuación (4.2) se reduce a

C(x,O,O)

Q 47Tx( K

IJIJ

K )112 zz

Por tanto, la solución aproximada de la ecuación teórica simplificada indica que el valor de e a nivel del suelo y a lo largo de la línea de centro de la pluma es inversamente proporcional a x e independiente de la velocidad del viento, u. Las observaciones experimentales indican que es inversamente proporcional a (ux 1 •76 ). Se continúa buscando soluciones mejoradas para el modelo de difusión turbulenta, a fin de perfeccionar su acuerdo con las observaciones. Entre las técnicas que se someten a prueba está una que incluye el uso de una computadora analógica digital híbrida (2). Hasta que se acepten y se pueda disponer de métodos más refinados (3), se deberá considerar otros modelos. Es útil en la búsqueda de nuevos modelos el formato de la ecuación (4.2). Esta ecuación indica que, lejos de la línea de centro, la concentración decae exponencialmente tanto en la dirección y como en la z. Matemáticamente esto significa que e en la dirección transversal al viento y en la vertical, puede estar distribuido "normalmente". Además, la disminución del valor de e en la dirección X depende mucho de los valores de Kzz y Ky y. Por tanto, cualquier otro modelo deberá mostrar también una gran dependencia en los coeficientes de difusión. El modelo de mayor aceptación en la actualidad es el modelo Gaussiano de pluma. Dicho modelo muestra la distribución "normal" que se sugiere por la ecuación (4.2), y si requiere amplia información, de una manera indirecta, sobre los coeficientes de difusión de masa en las direcciones y y z.

e

11 1

4.3

LA DISTRIBUCION GAUSSIANA O NORMAL

En la sección 4.4 se desarrollará un modelo para estimar la concentración de los contaminantes gaseosos desde una fuente y en la dirección

LA DISTRIBUCTON GAUSSIANA O NORMAL

147

a la que sopla el viento. A pesar de que son posibles varios enfoques básicos del problema, por lo general se necesita cierto número de suposiciones simplificadoras en cualquier caso a fin de obtener una solución manejable. De esto resulta que todas estas teorías tienden a llegar a la misma función de distribución para la concentración del contaminante, esto es una función de distribucióngaussiana. Para comprender el significado de este tipo de función de distribución en el contexto de la contaminación del aire, es conveniente revisar algunas de las características generales de la distribución gaussiana o normal. Se dice que una variable x está normalmente distribuida si la función de densidad f(x) satisface la relación

f( x) =

1 a(27T )112

exp[

~ x - 2 pf ]

(4.3)

2a

donde p. es cualquier número real y a es cualquier número real con un valor mayor que cero. La magnitud a se conoce como la desviación normal. La naturaleza de esta función se capta más fácilmente si se consulta la figura 4.1. El valor de f(x) es la altura vertical sobre el eje horizontal. El valor de p. establece la situación del valor máximo de f(x) sobre el eje x, y la curva es simétrica con respecto a la posición de p.. Cuando p.= O, la curva es simétrica alrededor del eje x =O. Por tanto, se desplaza simplemente la posición de la curva de distribución total con respecto a x =O, como se indicó para el caso en que p.=- 2. La función de distribución normal o gaussiana, representada por la ecuación (4.3) está en una forma normalizada. Esto es, elárea bajo la curva tiene un valor igual a la unidad. El papel de a es el de ensanchar o estrechar la forma de la curva, pero manteniendo siempre un área unitaria bajo la curva. La desviación normal, a es una medida de la posición del punto de inflexión a cada lado de la curva. Cuando a aumenta, como se muestra en el caso de las curvas a 2 versus a 1 centradas en x =O, en la figura 4.1, el valor máximo de f(x) disminuye pero f(x) mantiene un valor significativo sobre un rango más amplio alrededor del eje mayor. Por supuesto que esta condición es necesaria si el área de ambas curvas centradas para x = O ha de ser la misma. En general, más del 68 por ciento del área bajo la curva está entre + a y -a, y más del 95 por ciento está entre ±2a. Este aumento en la amplitud de la función de distribución, según aumenta a tiene un importante significado físico en la dispersión atmosférica de los contaminantes. Es importante recordar el papel de p. y a en la determinación y posición generales de la función de distribución gaussiana, según se desarrollan las ecuaciones de la dispersión atmosférica para las diversas situaciones. En general, estas ecuaciones de dispersión tomarán el for-

148

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

149

EL MODELO GAUSSIANO DE DISPERSION

f(x)

Fuente equivalente

~~·'

Punto de inflexión

~

./ q -2

......f1

J 1

o

11"-

+2

T~/

-X

h

Figura 4.1 La función de distribución gaussiana o normal para diferentes valores deJ..Ly a.

z

X

mato de una doble distribución gaussiana. Una doble distribución gaussiana en dos direcciones de coordenadas, como y y z, es sencillamente el producto de las distribuciones gaussianas sencillas en cada una de las direcciones de las coordenadas. Por tanto, 1

f(y,z) = -2-exp 7TO,f1z

[ - ( lj - Jl

2ay

2 !1

)2

+ - (z- llz) 2az 2

Figura 4.2 Un modelo de dispersión con la fuente virtual a una altura efectiva, H, de la chimenea.

2 ]

( 4.4)

donde ay, az, lly y llz tienen esencialmente la misma interpretación que en el caso de la distribución gaussiana simple. Esta expresión será necesaria con fines comparativos en la sección siguiente.

4.4

EL MODELO GAUSSIANO DE DISPERSION

Un modelo matemático de la dispersión atmosférica debe tratar de simular el comportamiento en conjunto de las plumas emitidas desde fuentes a nivel del terreno o a la altura de la chimenea. Para fuentes localizadas en un punto, como en el caso de una chimenea, el aspecto general de la pluma se podría representar por el esquema de la figura 4.2. A pesar de que la pluma tiene su origen a una altura h de la chimenea, se eleva una altura adicional tl.h, debido a la capacidad de flot<Jción de los gases calientes y a la cantidad de movimiento de los gases que salen verticalmente de la chimenea a una velocidad V,.. Por tanto, y con fines prácticos, la pluma aparece como si se originara en una fuente puntual a una altura equivalente de la chimenea, H = h + Ll h. Dicho punto de origen queda también algo hacia atrás de la línea de centro de la posición de la chimenea para x = O.

,

Se ha desarrollado en el apéndice de este capítulo un posible modelo de la situación física que se muestra en la figura 4.2. Se basa en la difusión de la masa del contaminante en las direcciones y y z según un elemento fluido es arrastrado por el viento en la dirección x con una velocidad del viento u. Las suposiciones necesarias para el modelo se enumeran en el apéndice de este capítulo. En resumen, incluyen un estado estacionario, difusión despreciable de masa en la dirección x, una velocidad constante del viento, u y difusibilid~s constantes de masa, Dx , Dy y Dz en las respectivas direcciones de los ejes de coordenadas. Es también común no considerar la distancia desde la fuente equivalente o virtual hasta la posición actual de la chimenea. Por tanto, la fuente puntual parece estar situada en x =O y a una altura H. En el apéndice de este capítulo se demuestra que una representación adecuada del perfil de la concentración a favor del viento está dada por la ecuación general 2

C

=

Kx -1 exp [ -

(

2

y +z- ) -u DY

Dz 4x

l

(4.5)

donde K es una constante arbitraria cuyo valor está determinado por las condiciones de frontera del problema atmosférico específico. También se indica en el apéndice la evaluación de K para varias situaciones específicas. Sólo se citan a continuación los resultados de dichas evaluaciones.

150

4.4.A

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

Fuente puntual a nivel del suelo

Para una fuente puntual individual, la expresión apropiada para K es

Q

K=

2'7T(Dyvj

(4.6)

12

donde Q es la fuerza de la fuente de emisión, es decir, la masa emitida por unidad de tiempo. Al sustituir la ecuación (4.6) en la ecuación ( 4.5) se encuentra que la concentración de un contaminante emitido de una fuente puntual a nivel del suelo está representado por la expresión C(x,y,z)

=

(Q 2'7Tx DyDz

y2 z2) 4x u )l/2exp [ - ( D+D y z

l

(4. 7)

Esta ecuación tiene el formato de la distribución gaussiana doble o normal, según se expresa por la ecuación (4.4 ). Como sucede que para una fuente a nivel del suelo la máxima concentración en las direcciones y y z deberá tener lugar a lo largo de la línea central a nivel del suelo, los valores de lly y llz en la ecuación (4.4) serán cero para esta situación física. Por tanto, la ecuación ( 4.4) se reduce a la forma 1

f(y,z) = 2'7Ta a

y z

exp ( 2a-y22+~) 2az 2 z

Se ha considerado conveniente reorganizar la ecuación ( 4. 7) en una forma similar a la expresión anterior. Se establecen las siguientes definiciones a fin de poder efectuar dicha transformación: 2Dyx

a2==-Y

U

rud

az 2

2Dzx u

(4.8)

___Q__exp[-_!_(JC_+~)] '7TUa a 2 a a y z

des para la concentración gaseosa e se determinan por las unidades utilizadas para expresar las magnitudes Q, u, ay y Oz. En la literatura técnica, a 1 y a 2 están dadas por lo general en metros, y u en metros por segundo. Si se desea el valor de e en microgramos por metro cúbico, la tasa de emisión Q se deberá entonces expresar en microgramos por segundo. Si y y z se toman con un valor cero, la ecuación (4.9) se reduce a Q (4.10) C(x,O,O) = '7TUayaz Esta ecuación se aplica a la concentración a lo largo de la línea central y a nivel del suelo, desde una fuente puntual también a nivel del suelo.

4.4.B

Fuente puntual a la altura H por encima del suelo, con reflexión

Para la emisión de una chimenea con una altura efectiva H, es necesa2 rio alterar el término exponencial que contiene a z , en la ecuación (4.9). Recuérdese de la sección que describe una distribución gaussiana, que toda la curva se desplaza una distancia llz desde el eje cero de z, al escribir el término exponencial en la forma exp {-1 [(z -llz)/ Oz ]2}. Para una fuente elevada esto equivale a sustituir z en la ecuación ( 4.9) por (z - H). Esta sustitución no se puede efectuar directamente en la ecuación ( 4. 9) puesto que se altera también el método de evaluación de K en la ecuación ( 4.5 ). Esta reevaluación de K se comenta en el apéndice de este capítulo. Resulta entonces que K tiene la mitad del valor que se encontró por la ecuación (4.6). De modo similar, el coeficiente situado delante de los términos exponenciales tiene ahora la mitad del valor para la fuente en el terreno. Por tanto, se tiene que para una fuente en un punto elevado de un contaminante gaseoso, sz"n reflexz"ón, el valor de será,

e

==

La sustitución de estas dos definiciones en la ecuación (4. 7) lleva a la siguiente relación para la concentración a favor del viento desde una fuente puntual a nivel del suelo: C(x,y,z) =

151

EL MODELO GAUSSIANO DE DISPERSION

y

2

z

2

(4.9)

Cuando se reordena la ecuación (4.9) de manera que el lado izquierdo sea igual a euj2Q, el lado derecho tendrá entonces el idéntico formato de la f(y, z) ya descrito y que es del tipo gaussiano doble. Las unida-

C=

Q 2'7Tuayaz

exp{-_!_[J[_+(z-H)2]} 2 a y2

(4.11)

1'

1\ fi 11~

lif

!!¡

: i 1 1

j

¡i 'j il ;¡

•'l!

az 2

La restricción "sin reflexión" es extremadamente importante. La ecuación anterior constituye una expresión adecuada para la concentración en la dirección del viento, hasta llegar a un punto en la dirección x donde sea significativa la concentración a nivel del suelo (z = 0). Tendrá lugar entonces una apreciable "reflexión" del contaminante gaseoso, al difundirse regresivamente a la atmósfera desde el nivel del terreno. En un modelo de este tipo se supone que la superficie terrestre no es un sumidero para un contaminante.

,L1'11

~

152

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

153

EL MODELO GAUSSIANO DE DISPERSION

Punto de

.....

----~~~"~""""

1

.----

z~o K

J

x-

' ' ..................... ......... _________

,.,'

1

,,

1

Figura 4.3 El Uso de una fuente imaginaría para describir matemáticamente la reflexión gaseosa en la superficie terrestre.

~· 1' ; !

1 1

1

1:1

Figura 4.4 Efecto de la reflexión del suelo sobre la concentración de contaminantes en la dirección del viento. ~~

Es una tarea relativamente simple modificar la ecuación precedente para tener en cuenta la reflexión regresiva de un contaminante a la atmósfera, una vez que haya llegado al nivel del terreno. Por referencia a la figura 4.3, se observa que la reflexión a cierta distancia x es matemáticamente equivalente a tener en -Huna imagen de espejo de la fuente. El área sombreada más allá de la posición 1 en el diagrama indica la región de la atmósfera en donde la concentración aumentará sobre la suministrada normalmente por la fuente en H. Esta concentración aumentada se determina metemáticamente por superposición lineal de dos curvas de concentración del tipo gaussiano, una centrada en H y la otra en -H. Esto equivale a sumar dos ecuaciones como la ecuación ( 4.11 ). Sin embargo, una de las ecuaciones contiene un término (z + H), en vez del término (z- H). Esto da por resultado que la ecuación de concentración para una fuente elevada con reflexión, tome la forma

C(x,y,z)

Q_[ex -(L)]{exp[

2'1TUG a IJ z

p

2 alj 2

-(z-H) 2 az 2

2

]+ex [

2

-(z+H) p 2 az 2

]}

(4.12) El efecto de la reflexión del suelo sobre la concentración de contaminantes por encima del nivel del suelo, se muestra en la figura 4.4. En ¡¡,

,l 1

1,1

il'¡¡1 •,,

la posición 1 las dos curvas de tipo gaussiano no pronostican esencialmente ninguna superposición de la concentración, pero en las posiciones a favor del viento desde /, la superposición resultará significativa y aumentará con x. En la posición] en la dirección del viento la superposición es apreciable. Al añadir aquella porción de la curva inferior que se extiende por encima del nivel del terreno (z =O) a la curva superior original, se encuentra que la curva de concentración superior se altera por la adición del área sombreada que se muestra en la figura. A cierta distancia K más alejada de J también en la dirección del viento, la contribución de la parte sombreada debida a la reflexión podrá llevar al perfil mostrado en K, en la figura 4.4. Es obvio que el efecto de la reflexión a nivel del suelo resulta en el aumento de la concentración a nivel del suelo, en una cantidad muy por encima del que se anticiparía sin la reflexión. Otra ecuación importante cuando se considera la reflexión a nivel del terreno es la que representa la concentración a nivel del suelo. En este caso z =O, y la ecuación (4.12) se reduce a

C(x, y,O) = _Q_exp({ 'ITUGIJGZ

-H:) exp(

2az

2

-y 2aIJ 2

)

(4.13)

Si se desea la concentración a nivel del suelo y en la línea central, el último término exponencial será igual a la unidad.

154

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

z Fuente virtual o

u-V,

Perfil x a lo largo de la 1In ea central

-

--~L-------~~---------L------------------------------------.x

Figura 4.5 Perfiles de concentración a lo largo de la línea central, en la dirección x y en la dirección z.

Un perfil típico de concentración en la dirección' z y un perfil en la dirección x a lo largo de la línea de centro y a nivel del suelo, se encontrarán superpuestos en un esquema del proceso de difusión de una chimenea elevada en la figura 4.5. Nótese que la distribución gaussiana en la dirección z está centrada en la altura efectiva H de la chimenea. Además, la concentración a lo largo en la línea central y en la dirección del viento, se hace mínima para un cierto valor de x para luego disminuir con el aumento en los valores de x. Será también válido un perfil similar al de la dirección z, pero en la dirección y. No obstante, la pendiente de las distribuciones gaussianas en las direcciones y y z podrán ser muy diferentes, puesto que se ha encontrado que los valores de ay y Uz para determinado valor de x son significativamente diferentes.

4.5

EVALUACION DE LAS DESVIACIONES NORMALES

155

fuente puntual). Además de los datos físicos, como son las coordenadas x, y y z, la fuerza de emisión Q, y la altura efectiva H de la línea central de la pluma, es necesario tener los valores de u, ay y az. En el capítulo anterior se indicó que la velocidad del viento, u, es una función de la altura z. La variación típica de u con z está dada por la ecuación ( 3.13 ), que incluye un factor para ajustarse a las diferentes condiciones de estabilidad en la atmósfera. El valor apropiado de u que se ha de utilizar en las ecuaciones de dispersión es el valor promedio tomado a través de la pluma (4). En la mayoría de los casos será imposible determinar dicho valor promedio, puesto que no estarían disponibles suficientes datos atmosféricos. En su lugar, se utiliza comúnmente el valor promedio de la velocidad del viento en la parte superior de la chimenea. Como en muchos casos, no se conoce ni siquiera este valor, se utiliza el valor meteorológico medio a una altura de 1 O m junto con la ecuación ( 3.13) a fin de estimar la velocidad del viento a la altura de la chimenea. Ya ha sido demostrado que los valores de ay y az están relacionados con los coeficientes de difusión o difusibilidades de masa de un .gas a través de otros medios en las direcciones y y z. Como se podría anticipar de la descripción física del problema de la difusión, las desviaciones horizontales y verticales, ay y az son una función de la posición x en la dirección del viento así como de las condiciones de estabilidad atmosférica. Muchas mediciones experimentales en la atmósfera han llevado a una evaluación y correlación de los valores de ay y az. Existen varios grupos de gráficas para estos dos parámetros y los rangos de las condiciones de estabilidad cubiertos en los diferentes grupos usualmente no coinciden. Un grupo de gráficas de gran aceptación se presenta en las figuras 4.6 y 4. 7, según han sido preparadas por Tumer ( 4 ). Dichas correlaciones se basan en las restricciones siguientes: l. Las concentraciones estimadas con el uso de estas gráficas corresponderán a un tiempo de muestreo de aproximadamente 10 min. 2. Las desviaciones horizontales y verticales se basan en una representación del terreno como si fuera un campo abierto. 3. Las concentraciones estimadas representan aproximadamente sólo los cientos de metros más bajos de la atmósfera.

EVALUACION DE LAS DESVIACIONES NORMALES

En la sección anterior se han desarrollado varias ecuaciones con el fin de estimar la concentración a favor del viento que resulta de una pluma continua. (Las ecuaciones anteriores no son válidas para descargas instantáneas o intermitentes de contaminantes procedentes de una

Según lo advierte Turner, e indicado por las líneas punteadas sobre la mayor parte del rango de la gráfica az, los valores de az son más dudosos que los valores ay. Esto resulta especialmente cierto para distancias de más de 1 km en la dirección del viento. En varios de los casos, como para las condiciones atmosféricas de neutrales a moderadamente

i

,[',

1 '

1~

,u,

156

104

A 8

5

e

4 3

/V

/

10 3

vv

5 4 3 2

V/ V V

t?"102

IL

.....,

E

2 10

V V

/

~

5

4 3

vvV¡,

~ yV

2

. e

EVALUACION DE LAS DESVIACIONES NORMALES

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES I·:N LA ATMOSFERA

D E F

vv,....

z

A

l.

2

10

/

1 V

~ /1 v~'

l'

!¿' .....

V

-

V

V

¡..-r

j¿"

/ /v / /~V

V

~ IL

/

E

/

V V

5 L/

4 3 2

(11 8~/~

D

5

E 4 Ñ 3 t> 2

/ /

11

2

..e10

.LV

/

_,

5

4 3

~

/

/V

1

1

103

~.

157

F /

'/

V

¡¿:

L

V

1 10 2

2

3 45

103 2 3 4 5 104 Distancia, x, metros

2

3 45

105

5V 10 2

2

3 4 5

10 3

2 3 45

Distancia,

10 4

2

3 45

105

x, metros

Figura 4.6 Desviación normal, ay, en la dirección del viento cruzado como una función de la distancia en la dirección del viento. (FUENTE: D. B. Turner Workbook of Atmospheric Dispersion Estimates. Washington, D.C.: HEW, 1969)

Figura 4. 7 Desviación normal, az en la dirección vertical, como una función de la distancia en la dirección del viento. (FUENTE: D. B. Turner. Workbook of Atmospheric Dispersion Estimates. Washington, D. C.: HEW, 1969.)

Tabla 4.1 Clave de las categorías de estabilidad

D{a

inestables, y para distancias de hasta unos cuantos kilómetros, la concentración en la línea central a nivel del suelo, basadas en dichas gráficas, deberán encontrarse dentro de un factor de 2 a 3 de los valores actuales. Turner preparó también una lista de las condiciones atmosféricas que son útiles para determinar cuáles de las seis clases de estabilidad (de A hasta F) que aparecen en las gráficas de a resulta adecuada. La tabla 4.1 muestra esta clave para las diversas categorías de estabilidad, y los siguientes comentarios podrán ser de utilidad para aclarar el uso de dicha tabla. Los siguientes artículos se refieren a las clases numeradas en latabla 4.1. l. Cielos despejados, una altura solar mayor de 60 grados sobre el horizonte, típicos de una tarde soleada de verano. Una atmósfera muy convectiva.

Noche

Radiación solar entrante Velocidad del viento superficial a 10m (m/s) Clase a

<2 2-3 3-5 5-6 >6

Fuerte

Moderada

Ligera

Cubierta de nubes En su mayona En su mayoná nublado despejado

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

A A-B B e e

A-B B B-e e-D D

B e e D D

E E D D D

F F E D D

FUENTE: D. B. Turner. Workbook o[ Atmospheric Dispersion Estimates. Washington, D.C.: HEW, 1969. aLa clase neutral, D, se debe suponer para condiciones de nublados durante el día o la noche. La clase A es la más inestable y la clase F la más estable, con la clase B moderadamente inestable y la clase E ligeramente estable.

rr· DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

158

2. Un día de verano con algunas nubes dispersas. 3. Típico de una soleada tarde de otoño, un día de verano con bajas nubes dispersas, un día de verano con cielos despejados y una altura del sol de solamente 15 a 35 grados sobre el horizonte. 4. Se puede usar también para un día de invierno.

EY ALUACION DE LAS DESVIACIONES NORMALES

Tabla 4.3 Valores de las constantes por utilizar en la ecuación (4.14) como una función de la distancia en la dirección del viento y de la condición de estabilidad.

X.;; 1 km Estabilidad

i

1

!

1

'· ¡:1'

:1 11:1

Cuando se estime la dispersión gaseosa de una fuente dada, se elegirá usualmente la clase de estabilidad típica de la región que conduzca al peor episodio de contaminación posible. Debido al reducido tamaño de las figuras 4.6 y 4. 7, es difícil leer en dichas gráficas los valores de ay y az, sin experimentar alguna pérdida de exactitud. Sobre la base de la fuente original, la tabla 4.2 da una lista de valores de ay y az correspondientes a las seis clases de estabilidad, para algunas distancias en la dirección del viento, arbitrariamente seleccionadas. Además, con frecuencia es deseable poseer las dos desviaciones normales expresadas en una forma algebraica. Debido a la naturaleza de los trazados de a, se obtiene un ajuste razonable de la curva utilizando la siguiente expresión calculada por Martín ( 5).

111

~~~

1

!

íih, lilHI

ay

=

axb

Y az = cxd + f

(4.14)

En la tabla 4.3 se presentan valores para cuatro de las constantes que dependen de la estabilidad. Nótese que las constantes son diferentes Tabla 4.2 Valores aproximados de ay y az como una función de la distancia en la dirección del viento para las diversas clases de estabilidad, en metros.

Distancia (km)

0.1 0.2 0.4 0.7 1.0 2.0 4.0 7.0 10.0 20.0

Clases de estabilidad y

A

B

27 50

19 36 67 112 155 295 550

94

155 215 390

v~lores

de ay Clases de estabilidad y valores az

e

D

E

F

A

B

e

D

E

F

13

8 15 29 48

6 11 21 36 51

4

14 29 72 215 455 1950

11 20 40 73 110

7 14 26

5 8 15

43

24

4 6 11 17 21 34 49

2 4 7 11 14

23

44 74 68 105 200 130 370 245 880 610 400 1190 840 550 2150 1540 1000

8

14 24 34

96

64

180 300 420 760

120 200 275 500

230

500

780 1350 2900

61 32 115 50 220 77 360 109 66 510 135 79 950 205 110

22

31 39 46

60

FUENTE: D. B. Tumer, Workbook of Atmospheric Dispersion Estimates. Washington, D. C.: HEW, Rev., 1969.

159

A B

e

D E F

a

213 156 104 68

50.5 34

e

440.8 106.6 61.0 33.2

22.8 14.35

d 1.941

1.149 0.911 0.725 0.678 0.740

x> 1 km

f 9.27 3.3

o

-1.7 -1.3 -0.35

e

d

459.7 108.2 61.0 44.5 55.4 62.6

2.094 1.098 0.911 0.516 0.305 0.180

f -9.6 2.0

o

-13.0 -34.0 -48.6

FUENTE: D. O. Martín.]. Air Pollu. Control Assoc. 26, No. 2 (1976): 145.

según x sea menor o mayor de 1 km. El valor de b es siempre 0.894 y x se ha de expresar en kilómetros.

En la literatura se dispone de otras fuentes de los valores de ay y az. Uno de estos conjuntos de datos lo prepararon los Brookhaven Laboratories, como se puede ver en la obra de Stern (6). También la Tennessee Valley Authority ha reunido gran cantidad de datos tomados de estudios de campo muy completos durante más de 20 años. Dicha información se basa en la dispersión desde las plantas de energía sobre un rango variado de tamaños de las unidades, alturas de las chimeneas, y condiciones meteorológicas. La TV A (2) reporta desviaciones gaussianas normales como una función de la distancia en la dirección del viento. Estas curvas se basan en seis diferentes valores promedio del gradiente de temperatura potencial, los que varían desde condiciones neutrales hasta una fuerte inversión. Otros datos de a aparecen en la literatura (7, 8, 9, 10). A pesar de que los datos de Turner son los que se utilizan con mayor frecuencia, la disponibilidad de nuevos datos de campo indica que se debe efectuar una reevaluación de los datos de a a fin de utilizarlos en los estudios de la dispersión de los contaminantes del aire. Ejemplo 4.1 Se emite dióxido de azufre a una tasa de 160 g/s desde una chimenea con una altura efectiva de 60 m. La velocidad del viento a la altura de la chimenea es de 6 mfs, y la clase de estabilidad atmosférica es D para un día nublado. Determínese la concentración a nivel del suelo a lo largo de la línea central a una distancia de 500 m desde la chimenea, en. microgramos por metro cúbico.

il l

......DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

160

Solución

Ejemplo 4.3

Con base en las figuras 4.6 y 4. 7, las desviaciones normales horizontales, ay y az, a 500 m para la estabilidad claseD, son 36 y 18.5 m, respectivamente. Al sustituir en la ecuación (4.13) estos valores y otros datos suministrados se obtiene, para y =O,

Determínense, para los valores del ejemplo 4.1, suficientes valores de C como una función de x en la línea central a nivel del suelo, de manera que se establezca la variación a ambos lados del valor máximo.

C(500, 0,0)

Soludón

6 160 X 10

[

?7(6)(36)'(18.5) exp -0.

= 12.7

X

10 3 (5.25

X

5

( 18.5 60 )2]

10- 3 )

La solución general de este problema, en términos de la ecuación

(4 .1 3) , será

3

= 66.0 p.g/m deS02

6

_160_x_1_0

C(x,0,0,60)

1! 11¡

Es interesante observar que este valor está justamente en las normas primarias de calidad del aire de 80 J.l.g/m 3 que aparece en la lista de la tabla 2 .l. Se ha usado la ecuación (4.13) ya que ocurre una considerable reflexión a 500 m en la dirección del viento. Ejemplo 4.2

'1:

:tíll

161

EV ALUACION DE LAS DESVIACIONES NORMALES

Determínese, para los datos del ejemplo 4.1, la concentración con el viento de costado a 50 m de la línea central a una distancia a favor del viento de 500 m.

Solución Para considerar la concentración en la dirección del viento de costado a nivel del suelo es preciso modificar la solución anterior utilizando el término exp [-0.5(y/ay) 2 ], que se encuentra en la ecuación (4.13). Por tanto,

=

=

66.0(0.38)

=

23 p.g/m3 de

so2

Por tanto, a una distancia con el viento de costado que sea el 1 O por ciento de la distancia a favor del viento, la concentración estimada ha caído en aproximadamente 60 por ciento.

2 ]

La tabla que aparece a continuación resume los cálculos de una manera conveniente, y donde la columna encabezada con: "exp" representa el término exponencial de la ecuación. Nótese que el factor preexponencial disminuye rápidamente con el aumento en la distancia, debido a los valores uniformemente crecientes de ay y az. No obstante, el factor exponencial aumenta rápidamente de un valor extremadamente pequeño hacia un valor igual a la unidad, según x se hace más grande. Como estos dos términos se multiplican para obtener e, tiene que haber un valor máximo de a cierta distancia x. En este caso, la concentración máxima ocurre a aproximadamente 1.5 km. Los datos indican que la concentración a nivel del suelo a lo largo de la línea central crece rápidamente con el aumento de x, pero la caída de la concentración es muy lenta después de pasado el punto máximo. Esto es bastante típico para las soluciones del tipo gaussiano de la dispersión atmosférica.

,¡',

e

"

C(5oo,5o,o) 66.oexp(.-o.5(~~r]

?7(6)(V1z

exp[ -o•5( 60(Jz )

e

(km)

a"

az

0.5 0.8 1.0 1.5 1.7

36 60 76

18 27 32 45 50 55 71 100 150

110

2.0

140 160

3.0 5.0 10.0

350 620

220

Q/wa!tazu

-HH/o,)2

exp

(p.g/m3)

13,090 5,240 3,490 1,710 1,210

5.55 2.47 1.76 0.89 0.72 0.595 0.357 0.180 0.080

0.0039 0.085 0.172 0.411 0.487 0.552 0.700 0.835 0.923

50 445 600 700

960 540

240 90

590 530 380

200 83

il! ;1

1

DISPERSION UF LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSI·ERA

162

4.6

LA CONCENTRACION MAXIMA EN LINEA, A NIVEL DEL SUELO

El efecto de la reflexión del suelo, como se indicó en la sección 4.4.B, es de aumentar las concentraciones a nivel del suelo de los contaminantes gase(_)sos, según ª!!menta x, hasta un punto muy-porencima del nivel que podría esperar_sesin reflexión. No obstante, tal aUiñeñfoen el valor de e en la dirección x no puede continuar indefinidamente. Finalmente, la difusión hacia afuera (viento cruzado) en la dirección y y hacia arriba en la dirección z, disminuirán la concentración a nivel del suelo (z =O) y a lo largo de la línea central (y= 0). Por tanto, como se indicó en la figura 4.5 y el ejemplo 4.3, la curva de e versus x tiene un punto máximo antes de caer hacia cero a grandes valores de x. Turner (4) ha desarrollado en un formato gráfico, un método para determinar la distancia en la dirección del viento correspondiente a la máxima concentración, y la concentración máxima en dicho punto. La figura 4.8 se basa sobre estos trabajos, que se desarrolló originalmente sobre la base de la ecuación (4.13). En la figura 4.8, se traza la distancia hasta la concentración máxima versus el valor máximo del parámetro eujQ, y donde aparece dentro del diagrama la información

e

10

~

~

163

LA CONCENTRACION MAXIMA EN LINEA, A NIVEL DEL SUELO

sobre la clase de estabilidad y la altura efectiva. Estos datos determinan un punto en particular en la figura. Desde este punto se lee hacia abajo y hacia la izquierda para determinar emáx y Xmáx, respectivamente. En vez de confiar en los valores en la figura 4.8 a fin de obtener la concentración máxima en la dirección del viento, se pueden ajustar los datos a una ecuación general y encontrar algebraicamente la solución. Una ecuación general desarrollada por Ranchoux (11) tiene l'l forma

(e;)

máx =

2

(4.15)

exp[ a+ b(lnH) + c(InH) + d(lnH)3]

donde H está en metros y eujQ está en m - 2 • Los valores de los coefi. cientes a, b, e, y d para cada clase de estabilidad aparecen en la tabla 4.4. El error entre la ecuación y las curvas reales es menor del 2 por ciento para las curvas A, B y e, y es menor del 4.5 por ciento para las curvas D, E y F. Un método optativo para determinar la posición y el valor de la concentración máxima se basa en una característica de las gráficas de ay y az. Bajo condiciones de moderadamente inestables a casi neutrales, la relación ay faz es casi independiente de la distancia x. Si se toma esta relación como constante y se hace y igual a cero, se puede entonces escribir la ecuación (4.13) de manera que e seasolamenteunafunción de az (que es a su vez, solamente una función de x para una clase dada de estabilidad). Por tanto, según la técnica de la maximización del cálculo diferencial se puede obtener información analítica concerniente a la máxima concentración a lo largo de la línea de centro. La posición de concentración máxima sólo se puede encontrar implícitamente por este método, y no explícitamente. El resultado de la diferen-

·~ ' ·1 ~~. ~.1 '•

1~1

~L!i

'11

.JI.

...E X

Tabla 4.4 Valores de las constantes que se han de usar en la ecuación (4.15) como una función de las clases de estabilidad.

)(

Clase de estabilidad 0.1 1

10-7

'

' •

r ' ' ' '

10-6

,

,

, , , , ,

,

,

,

, , , , t

10-5 (Cu/0)

10-4

t

~Ui'b.,"'• ,Jb,..

10-3

'"'""""' 1'-s '

t

CM

10-2

, m- 2

max

Figura 4.8 Distanda de la máxima concentración en la dirección del viento y valor máximo Cu/Q en la dirección del viento como una función de la clase de esta, bilidad y de la altura efectiva, en metros.( FUENTE: D. B. Turner. Workbook of Atmospheric Dispersion Estimates. Washington, D.C.: HEW, 1969.

A B

e

D E

F

Coeficientes

a

b

- 1.0563 -1.8060 - 1.9748 -2.5302 - 1.4496 -1.0488

-2.7153 -2.1912 -1.9980 -1.5610 -2.5910 -3.2252

d

e

o o o o

0.1261 0.0389

o

-0.0934 0.2181 0.4977

-0.0343 -0.0765

FUENTE: R. Ranchoux, J. A ir Pollu. Control Assoc. 26, No. 11 (1976); 1089.

11

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

164

ciación de la ecuación (4.13) en esta forma modificada produce Ja expresión siguiente: a= z

H

(2)1/2 = 0.707H

Se determina primero el valor de Oz basándose en la mejor estimación de la altura corregida de la chimenea, H. Luego, de una gráfica de a4 versus x, para diversas condiciones de estabilidad, se puede leer el valor de x, con lo que se obtiene la posición de e máxima. El valor de x determinado por este método es sólo aproximado, debido a la naturaleza de la gráfica a4 - x. Si la condición H 2 = 2 az 2 se sustituye en la ecuación ( 4.13), y se hace y igual a cero, la concentración máxima en la dirección del viento sobre la línea central y a nivel del suelo, estará dada entonces por

emáx, reflex

- 0.1171Q -

(4.16)

------"-

uayaz

Por otra parte, esta expresión produce mejores resultados cuando se aplica a condiciones atmosféricas inestables, por las razones indicadas anteriormente. El ejemplo 4.4 ilustra tanto del formato gráfico de Tumer como la ecuación aproximada que se desarrolló para determinar la posición y el valor de concentración máxima que se podrá esperar en la línea central a nivel del suelo para una fuente puntual elevada.

165

CALCULO DE LA ALTURA EFECTIVA DE LA CHIMENEA

Este valor está en excelente acuerdo con los resultados generales del ejemplo 4.3. ' Los valores de emáx y Xmáx también se pueden estimar si se utiliza la figura 4.8. Para la estabilidad clase D y un valor de H, se encuentra de la figura que

xmáx~

1.5 km

y

(e;) , ~ 2.7 -

X

10- 5 m-

2

max

Por tanto

emáx =

(2.7X 10- 5 m- 2 )[(160X 10 6 p.g)/s](s/6m)

=

720p.gjm3

En este caso, los dos métodos están sustancialmente de acuerdo. Sin embargo, no siempre es así, ya que dicho acuerdo depende de la clase de estabilidad. Nótese que el valor máximo es casi 1 O veces el valor de 80 J1gfm 3 establecido como norma primaria de la calidad del aire (tabla 2.1 ) . La ecuación (4.15) se puede usar como un tercer método. En este caso, para una estabilidad clase D, la ecuación toma la forma

(e;

táx =

exp[ -2.5302- 1.5610(ln60)- 0.0934(ln60) 2 ]

= exp( -10.487) = 2.8 X 10- 5 m- 2 Para los valores dados de u y Q, se encuentra que emáx es 740 J1gfm 3 , que ~stá razonablemente de acuerdo con las dos respuestas anteriores.

Ejemplo 4.4 Con los datos del ejemplo 4.1, determínese la posición en la dirección del viento, a nivel del suelo donde tendrá lugar la concentración máxima, y determínese el valor máximo en microgramos por metro cúbico.

Solución Para una altura efectiva de la chimenea de 60 m, el valor de conduce a la posición de concentración máxima es az

=

0.707H

=

0.707{60)

=

Oz

que

42.4 m

En la figura 4. 7 se determina que el valor correspondiente de x es 1.55 km, que es el punto estimado de concentración máxima. El valor de a esta distancia está dado por la ecuación ( 4.16). o sea,

e

e=

0.117Q ua,pz

=

0.117{160)(10 6{105){42.4)

6 )

=

700 p.g/m3

4.7

CALCULO DE LA ALTURA EFECTIVA DE LA ClllMENEA

La mayoría de los métodos analíticos para pronosticar las concentraciones de los efluentes de las chimeneas implican la localización de úllongen VIrtual o eqwvaiente~coino se muesTra en la figura 4.2: La elevación f¡ del origen virtual se obtiene añadiendo un término A.h, la altura de la pluma, a la altura actual, hso de la chimenea. Existen numerosos méto<.los para calcular y éstos los comenta con algún detalle Stern (6). Basicamente, tres conjuntos de parámetros controlan el fenómeno de una pluma gaseosa inyectada a la atmósfera desde una chimenea. Son: las características de lasllimenea, las condiciones ._!!!!!_~~rolÓgÍ<:(l:S; y-1-a---ná.tura)eza física y quÍIDica del efhlente~~--ha­ propuesto gran número de expresiones analíticas a fin de relacionar dichos factores con los pronósticos de elevación de la pluma. No es nada sorprendente que ninguna expresión haya demostrado su supe-

AfJ...

,..--~~

;fi

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

166

¡1 ,1

f

1! 1'

1' ,\.

rioridad en lo que respecta a los perfiles geométricos de la chimenea y las condiciones atmosféricas. En un estudio bastante reciente, Carson y Mases ( 12) compararon 711 valores observados de plumas con los valores calculados suministrados por 11 ecuaCiones diferentes. Llegaron a la conclusión de que se 11ecesit:
u

!Jii¡:

(Q

)i/2

+ 2.62--h

( 4.1 7)

u

donde tlh es la elevación de la pluma en metros, V5 es la velocidad de salida del gas de la chimenea, en metros por segundo, des el diámetro de salida de la chimenea, u es la velocidad del viento a la altura de la chimenea, y Qh es la tasa de emisión de calor en kilojulios por segundo. Para aclarar aún más la ecuación (4.17),

''1':

Qh =

1 .

,,,

mcp(T.- Ta)

¡1 1.''

:1!¡

!¡:¡:1

t'¡,!:

'J '¡'

1,1,,

1i

11

li,

donde rñ es la tasa de flujo de masa del gas de la chimenea, en kilogramos por segundo (m=trd 2 VsPf4R'Fs ), Cp es el calor específico, a presión constante del gas de la chimenea, Ts es la temperatura del gas de la chimenea a la salida de la misma, en grados Kelvin, y Ya es la temperatura del aire atmosférico a la altura de la chimenea, en grados Kelvin. Thomas, Carpenter y Colbaugh ( 13) compararon los datos observados de elevación de plumas para las grandes chimeneas de las estaciones generadoras de electricidad, con valores calculados empleando 1 Oecuaciones diferentes. Varias de las ecuaciones empleadas en la referencia (12) se incluyeron en las comparaciones de Thomas y colaboradores. La fórmula de Holland,

6-h

=

3 Vd[ ~ 1.5 + 2.68 X 10- Pd (T-T ~ )]

(4.18)

CALCULO DE LA ALTURA El'ECTIV A DE LA CHIMENEA

167

mostró un acuerdo bastante bueno con las observaciones, con una ligera tendencia a subestimar la elevación de la pluma. Los símbolos y unidades para la ecuación de Holland son los mismos citados anteriormente. Además, la presión P se debe expresar en milibares. Esta ecuación parece ser más exacta para las chimeneas altas. Si se desea, el último término de la fórmula Holland se puede sustituir por 0.0096Qh/Vsd. Mases y Kraimer ( 14) analizaron 1 7 ecuaciones para la elevación de las plumas sobre la base de 615 observaciones realizadas sobre 26 chimeneas diferentes. Entre aquellas ecuaciones que suministraron pronósticos razonablemente buenos, estaban dos propuestas por Concawe (8). La fórmula original de Concawe, basada en observaciones efectuadas en Europa, es 6-h = 2.71 Qh 1/2

(4.19a)

u3/4

Cuando fue perfeccionada por Thomas y colaboradores ( 13), sobre la base de los datos de la TV A, la ecuación tomó la forma 6-h = 4.71 Qh 0.444 uo.694

(4.19b)

Se encontró además que las tres ecuaciones específicas de Mases y Carson para condiciones atmosféricas inestables, neutrales y estables eran razonablemente exactas. Los datos para estas tres relaciones se utilizaron para desarrollar la ecuación global de Mases y Carson, que ya se indicó. Específicamente, estas tres ecuaciones son

(Q )o.5

Vd !::.h = 3.47-'u

+ 5.15

Vd 6-h = 0 ..35-'u

+ 2.64-h-

Vd 6-h = -1.04-·u

(inestable) '

h

u

(Q )o.5 u

(Q )o.5

+ 2.24-hu

(neutral) (estable)

(4.20a) (4.20b) ( 4.20c}

Carpenter y colaboradores (2) realizaron un estudio global de los modelos de elevación de plumas en las plantas de la TV A que consumen carbón. Encontraron que una fórmula propuesta por Briggs (15) es preferible para estimar la elevación de las plumas en las plantas de la TV A. Una modificación de la fórmula, basada en datos empíricos, está dada por la ecuación (4.21) 6-h

ll4C(F)I/3

u

(4.21)

¡

l

~-

168

1

r ,: I

1

l,. 1

DISPERSJON DE LOS CONTAMINANTES EN LA

A TMOSFERA

donde F = g Vsd 2 (T;- Ta )f4Ta, m 4 s - 3 ; g =aceleración de la gravedad, 9.8 m/s 2 ; e= 1.58- 41.4 (1:::..0 1t::..z), sin dimensión; t::.e f!:::.z = gradien. te de temperatura potencial, °Kfm. La constante 114 en esta ecuación tiene unidades de m 213 • Esta ecuación es especialmente útil, debido a que el factor del gradiente de temperatura potencial permite ajustar para diferentes condiciones de estabilidad. La correlación lineal entre e y 1:::. e/ l:::.z se basa en datos para .:l () / .:l z que se extienden desde- 0.001 hasta 0.013 Jfm. Los símbolos y unidades en las ecuaciones ( 4.17) hasta ( 4.21) son los mismos ya indicados. Las ecuaciones anteriores pronostican la elevación efectiva de la pluma sobre la parte superior de una chimenea a cierta distancia en la dirección del viento donde la pluma ha alcanzado su altura máxima. Este desplazamiento vertical, !:::.h, se muestra en la figura 4.2, como se indicó anteriormente. Además, esta figura demuestra que la posición de máxima elevación puede tener lugar a una distancia considerablemente mayor en la dirección del viento a partir de la chimenea y en la dirección x. De aquí resulta que la dispersión de los contaminantes de la pluma en lugar cercano a la chirnenea tiene lugar a una altura que es sobrestimada por la altura efectiva de la chimenea, H. Los métodos anteriores para estimar la elevación efectiva de la pluma para una distancia específica en la dirección del viento a partir de la chimenea, han mostrado considerable ambigüedad. Por tanto, la mayor parte de los modelos han sido necesariamente basados en la altura efectiva total. En 19 7 2 la TVA ( 16) reportó los resultados de un estudio completo del que se desarrolló un procedimiento para estimar la elevación efectiva de la pluma a una distancia específica x desde la chimenea. Esto requirió extensas evaluaciones de las relaciones observadas entre la altura de la chimenea, la elevación de la pluma y la estabilidad atmosférica para chimeneas aisladas en tres plantas de energía que consumían carbón. Los resultados de este estudio para !:::.h como una función de x, están expresados como una función de tres condiciones de estabilidad atmosférica. Para la estabilidad atmosférica neutral (-0.17 < !:::.Of!:::.z < 0.16, donde !:::.Of!:::.z está expresada en °K/100 m) y distancias hasta 3,000 m, !l.h

=

2.50xo.56F1/3u -1

(4.22a)

Para condiciones atmosféricas moderadamente estables (0.16 < 1:::.0 f!\z
( 4.22b)

CALCULO DE LA ALTURA EFECTIVA DE LA CHIMENEA

En condiciones atmosféricas muy estables (0.70 !l.h

=

13.8xo.26F1/3u -1

169

< !:::.Oj!:::.z < 1.87), (4.22c)

\f

Para chimeneas altas, el uso de ecuaciones que tienen en cuenta la variación de !:::.h con la distancia x, es probable que no altere significativamente los perfiles de concentración pronosticados por los modelos de dispersión. No obstante, tal consideración podría tener un pronunciado efecto sobre el modelado de dispersión desde chimeneas relativamente cortas. Un modelado correcto es extremadamente importante en este último caso, ya que es más posible que los efluentes de chimeneas cortas conduzcan a concentraciones de contaminantes a nivel del suelo que excedan los límites deseables. Además de estas tres ecuaciones específicas, se ha propuesto (9) también una expresión general para la elevación efectiva de la pluma a 1,824 m. A esta distancia, la mayor parte de la elevación de la pluma ya deberá haber ocurrido. Para esta distancia seleccionada

!l.h

=

13 173F 1 u exp(0.64 M¡ !l.z)

(4.22d)

donde 1:::.0 f !:::.z está expresada en °K/1 00 m. En la literatura existen muchas otras ecuaciones para la elevación de la pluma; para una reseña de las mismas, ver las referencias ya citadas. Es una cuestión de experiencia que los modelos de elevación de las plumas cambien necesariamente según cambian el tamaño de las unidades y la altura de las chimeneas. También es evidente que el tipo de condiciones atmosféricas sea crítico para la evaluación de !:::.h, en especial cuando se altera el tamaño de la planta.

'!

Ejemplo 4.5 nil

1

La tasa de emisión de calor asociada con el gas de una chimenea es de 4,800 kJ fs, las velocidades del viento y del gas de la chimenea son de 5 y 15 m/s, respectivamente, y el diámetro interior en la parte superior es de 2 m. Estímese la elevación de la pluma por medio de las ecuaciones generales de Moses y Carson, la fórmula de Holland y la fórmula de Concawe.

¡¡' il! !''1.1.1

t'¡:1

.¡.

'1·

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSI·ERA

170

ALGUNAS OTRAS CONSIDERACIONES CON RESPECTO A LA DJSPERSION

Solución

Solución

En resumen, las ecuaciones básicas que se usarán son:

Se usarán las dos ecuaciones siguientes

tlh

=

Vd (Q )1/2 -0.029-'- + 2.62-h u u

V.d ( 1.5 + 0.0096 V.d Qh) tlh = ----;¡-

llh

(Carson y Mases) (Holland)

(Qh)0.444 =

4.71

(Concawe)

(ut"694

donde

= gV.d2(T,- Ta) tiT a

La sustitución de los datos conocidos indica que

tlh

=

= 36.2 m

tlh

[ (4800) 2.62 5

112

Para estabilidad neutral !l.()/ l:l.z ]

-0.1

+ 36.3

18.2 m

66.3 m

El valor de F en esta situación es

=

27.4 m4 s- 3

Como C = 1.58, la ecuación ( 4.21) muestra que

(Holland)

~ 4.71[ (~:;~«] ~ 4n( ~~) =

= O.

2 9.8(6)(2) (440- 300) F = 4(300)

( Carson y Moses)

4800 ] 15(2) [ = -51.5 + 0.0096 15(2) = 6(1.5 + 1.54) =

Ah

+

u

173(F) 113 exp( -0.64M/llz) u

F

15(2) ] -0.029 [ -5-

-~...!....

y

llh = tlh

=

171

(Concawe)

tlh

=

114(1.58)(27.4 ) 3

1/3

=

180m j

Para las condiciones atmosféricas neutrales, la segunda expresión para h se reduce a

La amplitud en las respuestas que se acaban de determinar no es nada fuera de lo común.

tlh = 173(F//3 u 1/3

173(2~ =173m

Ejemplo 4.6

::]; 1; :lt í·L•

;1:~. il:i ¡','

:}

,:¡

Las velocidades del viento y del gas de la chimenea son de 3 y 6 mfs, respectivamente, y el diámetro de la chimenea es de 2m. La condición de estabilidad atmosférica es neutral con una temperatura de 300° K, y la temperatura del gas en la chimenea es de 440° K. Estímese la elevación de la pluma en metros, por medio de la ecuación de Briggs, ecuación (4.21 ), y por medio del modelo de la TV A, ecuación (4.22d).

Los resultados de las dos expresiones muestran un buen acuerdo.

41

:1,1

4.8

ALGUNAS OTRAS CONSIDERACIONES CON RESPECTO A LA DISPERSION GASEOSA

En las secciones anteriores se desarrollaron ecuaciones específicas para la dispersión de los contaminantes gaseosos, desde fuentes terrestres

172

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

ALGUNAS OTRAS CONSIDERACIONES CON RESPECTO A LA DISPERSION

106

y elevadas, y se mostraron algunos métodos generales para las soluciones. Se considerarán en esta sección algunas otras ramificaciones del problema de la dispersión. 4.8.A

Ir

8

1

6

1

4

i1

'l \j

1~

l~ ij:

'!~

ijl¡ ~1. r. ~ .

r. ¡

6

.

.g

104 8

".u .....~

4

..

E

(]y(]z

0.117Q = e. u max

1

6

2 102 8

4

(4.23) 2

VI 1 1 1//

'1

1

•1

i!l,,,

lilii

llli

Se conocen todas las magnitudes del lado derecho; por tanto, se puede determinar ay az. Como ay y az son una función de x (así como de las condiciones de estabilidad), la magnitud ay az se puede representar en un diagrama similar al de las figuras 4.6 y 4. 7. En la figura 4.9 se muestra un diagrama para ay az, donde aparecen nuevamente las clases de estabilidad desde A hasta F. En el problema de diseño que se considera, se conoce ahora ay az y la distancia de diseño xd. La localización de estos dos valores se encuentra en algún lugar de la figura 4.9, y estará usualmente entre dos clases de estabilidad. Ahora se estima la distancia fracciona! a la que se encuentra el punto dado entre las dos líneas de clases de estabilidad, en la posición xd. Pasando a la figura 4. 7 para az contra x, se mide entonces esta misma distancia fracciona! entre las dos mismas clases de estabilidad. Una vez que se haya establecido en la gráfica de az, se pasa h0rizontalmente hacia la izquierda y se lee un valor de az. Sustituyendo esta magnitud en la relación queda entonces determinada la altura requerida de la chimenea para evitar exceder un cierto valor de Ca la distancia de diseño.

)"'

/

/

E/ F/

v /V V

1

v¡l

l¡

1/

11

'¡1 ;~

¡;r

/

/

1 1 V

t·.·••. ~~~

1

11

1

j'

1

¡,¡

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'/, VI , 1

1~'

1

11 1

'1 1

11

1!

V/

11VV /¡ 11

8

4

¡,. /

11 /

11

2

6

/

/

ti" 103

.¿-

V 1 ,1 /

/

,1 /

D

11 V 1

2

. .o

el

B/

A

4

6

·: IJl•

H l¡ ~ ..

8

/

1 /

1

105

Entre los problemas típicos de la contaminación del aire en el caso de una nueva industria, se tiene el siguiente: los productos gaseosos de un nuevo proceso industrial, han de dispersarse a la atmósfera por medio de una nueva chimenea. Se conoce Q, la tasa de emisión del proceso. A una distancia dada x, en la dirección del viento, se encuentra otra propiedad, en donde es necesario que la concentración nunca sobrepase un valor establecido C. También se conoce, de los datos meteorológicos, la velocidad general del viento, u, que se podrá esperar. El problema básico consiste en determinar la altura requerida H, de la chimenea. La peor situación podría ocurrir cuando la máxima concentración en la dirección del viento se encuentre justamente en x. Recuérdese que la máxima concentración ocurre aproximadamente cuando H = (2) 112 az. Si se pudiera encontrar az, entonces se podría evaluar de esta relación el H requerido. El valor de az se puede determinar indirectamente reordenando la ecuación ( 4.16) en la forma

1

1

1 1 1 1,

2

Determinación de la altura requerida de la chimenea

173

10 10 2

' 1' "

1 2

'

\1

4

6 81 o3

4 6 8 1o• x, metros 2

2

4

6 8 1o

Figura 4.9 El producto, ay Uz, de las desviaciones normales de dispersión, como una función de la distancia en la dirección del viento. (FUENTE: D. B. Tumer. Workbook of Atmospheric Dispersion Estimates, Washington, D. C.: HEW, 1969 ,)

~

,, ,1 1

!,1

i

Nótese que la magnitud H que se acaba de determinar es en realidad la altura efectiva de la chimenea, y no la altura real de la chimenea. Por tanto, la chimenea podría ser más corta que la altura H. No obstante, si se utiliza H para la altura real de la chimenea, quedará incluido un factor de seguridad en el estimado. Como las ecuaciones de dispersión son probablemente válidas dentro de un factor de 2 ó 3, resultará adecuado un factor/de seguridad para la altura de la chimenea.

ii! 1'1 1

!11

Ejemplo 4.7

i!

Se emite dióxido de azufre a una tasa de 160 g/s en una atmósfera donde se supone que la velocidad del viento sea aproximadamente de

li!'

~

l ·:

'

r~-·1,

r 1 11: ,1¡' !

174

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

6 mjs a la altura de la chimenea. Se desea que la concentración a nivel del suelo y en la línea central no exceda de 200 JJ.g/m 3 a una distancia de 800 m. ¿cuál será la altura efectiva requerida de la chimenea, en metros?

!

¡,

Solución

1·

Con base en la ecuación ( 4.23) se encuentra que ¡: 0 0 IJ z

1:

=

0.117(160)(10

6

)

=

l.S6

(200)(6)

X

.,1

ji 1

H

=

=

1.414oz

1.414(115)

=

163m

"

Una altura real de la chimenea de 150 a 160m permitiría un pequeño margen de seguridad.

•(

jl¡.

!,!ll

1,

l 1

4.8.B

e .= max

2

0.117Q ( 2oz uoyoz H2

)

= 2(0.117)Q U

(-1 )( oz) H2 OIJ

No obstante, con base en las figuras 4.6 y 4. 7 para ay y a2 , se puede determinar para una estabilidad dada que az /ay es esencialmente constante dentro de un rango de x. De aquí resulta que '

l,

1~r,

1

Estimados de la concentración para diversos tiempos de muestreo

La mayoría de las correlaciones de los datos de a para estimaciones de la dispersión atmosférica, según se ven los valores típicos en los trabajos de Turner (6), conducen a concentraciones promediadas durante un intervalo de 1 O min. Si la técnica de muestreo utilizada emplea algún otro intervalo, será necesario ajustar los resultados pronosticados por un modelo de dispersión. La información que se posee hasta la fecha, indica que los efectos del tiempo de muestreo son extremadamente complejos. Si es necesario estimar concentraciones de una sola fuente para intervalos mayores de unos cuantos minutos, la ecuación siguiente, proporciona valores aproximados para intervalos menores de 2 horas.

Efecto de la altura de la chimenea sobre las concentraciones máximas a nivel del suelo

Ya se ha visto cómo se determina la altura requerida de la chimenea a fin de evitar que se sobrepase la concentración máxima permisible a nivel del suelo y a una cierta distancia en la dirección del viento. Se está ahora en una posición de poder estimar cualitativamente el efecto directo de un cambio en la altura de la chimenea sobre la concentración máxima en la dirección del viento, sobre la línea central y a nivel del suelo. Se supondrá nuevamente que Q y U tienen valores fijos. Si se combina ahora la relaciónH= (2) 112 az con la ecuación (4.16), se halla que

emáx~~K1 ) ( H2

175

donde K es una constante. Por tanto, la concentración máxima en la dirección del viento es, aproximadamente, inversamente proporcional al cuadrado de la altura efectiva de la chimenea. Por ejemplo, si se duplica la altura efectiva de la chimenea, la concentración máxima en la dirección del viento, a nivel del suelo y en la línea central, deberá disminuir, aproximadamente, en un factor de 4. Por tanto, la altura efectiva de la chimenea es una variable importante en el control de las concentraciones a nivel del suelo. 4.8.C

10 4

Se ve en la figura 4.9 que este valor de ayaz y una distancia de 800 m representa un punto que se encuentra aproximadamente a 7 5 por ciento de la distancia medida verticalmente entre las clases de estabilidad A y B. En la figura 4.8, con el mismo espaciamiento, el valor de az es aproximadamente de 115. La estimación de la altura requerida de la chimenea resulta ser

1

.1

ALGUNAS OTRAS CONSIDF:RACIONES CON RESPECTO A LA DISPERSION

e2

=el(:~

r

(4.24)

donde c2 es la concentración deseada, el es la concentración calculada por la ecuación de dispersión, t 2 es el período de muestreo en minutos, t 1 es 10 min, y q tiene un valor entre 0.7 y 0.20. El valor del exponente q ha sido confirmado por Nonhebel ( 1 7), quien basó sus trabajos sobre coeficientes de dispersión más bien que sobre resultados de muestreos. Además, su punto de base era un intervalo de muestreo de 3 min, más bien que un período de 10 min. No obstante, sugirió una relación entre la concentración y el tiempo que varía inversamente con la poten cm 0.17. Heno ( 15) ha relacionado recientemente la concentración máxima, inversamente al tiempo de muestreo al exponente 0.5. 4.8.D

Efecto de la trampa de inversión de una pluma

La presencia de una elevada inversión puede tener un efecto devastador sobre la concentración a nivel del suelo, en la dirección del viento desde una chimenea, puesto que la inversión actúa como una tapa gigantesca

176

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

sobre la dispersión ascendente de los gases de la contaminación. Esta situación a menudo se modela como un gas que pasa en la dirección del viento entre dos superficies reflectantes -el suelo y la parte inferior de la capa elevada de inversión. Ya se indicó en la sección 4.4.B que la reflexión del terreno se puede modelar por una imagen virtual a la distancia -H por debajo de la superficie terrestre. Con la adición de una capa de inversión, se consideran reflexiones adicionales a las alturas L y - L, donde L es la distancia hasta la parte in feriar de la capa de inversión. Se pueden tener en cuenta todas las reflexiones de la capa estable del terreno, por medio de una suma total de los términos. El resultado final es una expresión para la línea central con la forma

C

= __ Q_ L {exp[

- (z- H + 2fL)

27To,pzu

2oz

2 ]

2

+

exp[ _-__,_(_z+_H_+_2!._fL..!_) 2

]}

2oz 2

donde la suma se efectúa desde j =- oo hasta + oo. Por lo general, esta serie converge rápidamente. Requiriendo solamente los primeros términos, por ejemplo, valores de j hasta± 2 ó ± 3. Se puede obtener una buena aproximación de esta ecuación suponiendo que la capa de inversión no tiene efecto sobre la dispersión hasta llegar a una distancia XL en la dirección del viento, para la que az = 0.4 7 (L- H). Si se conoce la altura de la capa de inversión, se puede usar esta relación para estimar XL utilizando la figura 4. 7. El efecto de las reflexiones de la capa estable y del terreno más allá de la distancia XL, es tal que ya ha tenido lugar en la distancia 2xL. Más allá de 2 XL, la ecuación adecuada es

C(>2xL,y,z) =

112 o!l Lu Q

(27T )

exp[-.!(!1...) 2

o!l

2 ]

(4.25)

Nótese que esta expresión contiene sólo a x y y como variables. Para las distancias entre x L y 2x L, Tumer (4) sugiere que se lean las concentraciones en la línea central y a nivel del suelo desde una línea recta trazada entre las concentraciones para los puntos x L y 2 x L sobre una gráfica log-log de la concentración en la línea central y a nivel del suelo versus la distancia. Ejemplo 4.8 Se emite dióxido de azufre a una tasa de 160 g/s desde una chimenea con una altura efectiva de 60 m. La velocidad del viento a la altura de la chimenea es de 6 mfs, y la estabilidad atmosférica es clase C. Estí-

177

ALGUNAS OTRAS CONSIDERACIONES CON RESPECTO A LA DISPERSION

mese la distancia en metros, a la que la reflexión de la capa estable nada más empieza a ocurrir, para una capa de inversión de 150m sobre el nivel del suelo. Encontrar también la concentración a una distancia de 2xL.

Solución El valor de

XL

ocurrirá, como una estimación cuando

oz = 0.47(L- H) = 0.47(150- 60) = 42.3 m

Se observa en la figura 4. 7, para la estabilidad clase C, que la reflexión nada más empieza a una distancia en la dirección del viento de 680 m, aproximadamente. Por tanto, el valor de 2xL es de 1,360 m. De la figura 4.6, el valor de ay es de 140 m a esta última distancia. Para la concentración en la línea central a una distancia de 1,360 m se obtiene, por la ecuación ( 4.25) 160(10 6 ) 2.51(140)(150)( 6 )

Q

C(2xL,O,z) = (27T)1/2o!ILu

=

3

505 p.gjm

Por supuesto, este valor se conserva para todas las alturas hasta 150m. 4.8.E

Fuentes lineales

En algunas situaciones, como en el caso de una serie de industrias situadas a lo largo de un río o de un puerto, o de intenso tráfico a lo largo del tramo recto de una carretera, el problema de la contaminación se puede modelar como una fuente lineal, continua de emisión infinita. Cuando la dirección del viento es normal a la línea de emisión, la concentración a nivel del suelo en la dirección del viento está dada por

C(x,O) =

2q 1/2

(27T)

(Jz

u

exp [- -21(H)2] -

(4.26)

(Jz

donde q es la fuerza de la línea por distancia unitaria. Por ejemplo, se podría expresar q en términos de gfs•m. La desviación normal horizontal, ay, está ausente de la ecuación, ya que la difusión con el viento cruzado desde diversas porciones de los gases emitidos, deberán ser autocompensantes. Nótese también que y no aparece en la ecuación ( 4.26), ya que la concentración debe ser uniforme en la dirección y una distancia x determinada. Cuando la dirección del viento no sea perpendicular a la fuente lineal, Turner ( 4) sugiere que la ecuación ( 4.26)

178

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

se divida por (sen
C(x,O,O) =

~e [ 1 ( H ) ~~P• (2?T)I/2exp(-0.5p2)dp 1 (2?Tfl2o,.u xp -2 o,. 2

ALGUNAS OTRAS CONSIDERACIONES CON RESPECTO A LA DISPERSION

pasar por un punto, entre la velocidad promedio del vehículo. Por tanto, vehículos = 8,000 {vehículos/h) 40 milla/h m

q=0.125 vehículos/m X 2 X 10- 2 gfvehículo(s) =2.5 X 10= 2.5 X 10- 3 gfs•m

~\

1( 1

'rl""

'~ ~~~

Ejemplo 4.9 Estímese la concentración total de hidrocarburos en un punto a 300 m en la dirección del viento de una supercarretera, a las 5:30 p.m., en un día nublado. El viento es perpendicular a la carretera y tiene una velocidad de 4 mfs. El flujo del tráfico a lo largo de la supercarretera es de 8,000 vehículos por hora, y la velocidad promedio de los vehículos es de 40 millas/h. La tasa promedio de emisión de hidrocarburos de los vehículos es de 2 X 10- 2 gfs.

Solución Suponiendo una sección de Ia carretera que sea razonablemente recta a ésta se considerará que los contaminantes emanan de una fuente lineal infinita y continua. La tasa de emisión q, por longitud unitaria, se determina del producto de la tasa de emisión por vehículo multiplicada por el número de vehículos por unidad de longitud. Esta última magnitud se encuentra dividiendo la tasa de recorrido del vehículo al

3

Para un día nublado, la estabilidad es clase D. De la figura 4. 7, a una distancia de 300m en la dirección del viento, el valor de Uz es de 12m. Si se reconoce que el término exponencial de la ecuación (4.26) es igual a la unidad para una fuente a nivel del suelo, se obtiene de esta ecuación 3

C(300,0,0)

(4.27)

" '

milla 1,600 m= 0.125

Entonces,

]

donde p 1 = y 1 /ay y p 2 = y 2 /ay. Una vez establecidos los límites de la integración, se podrá determinar el valor de la integral por medio de las tablas estadísticas normales.

179

2(2.5)(10- ) (2'1T )1 / 2( 12)( 4)

=

42 ( 1o-e)g/m3

=

42 p,g/m3

Esta es la estimación de concentración para un período de muestreo 3 de 10 min. La norma federal para hidrocarburos es de 160 J.Lgfm , promediada durante un intervalo de 3 horas de muestreo. Como la concentración en general disminuye cuando se le promedia durante 3 un período más largo el valor estimado de 42 J.Lgfm , está dentro de la norma federal. 4.8.F

Estimados de concentración debidos a varias fuentes puntuales

Frecuentemente, un punto receptor o de muestreo se puede encontrar en la dirección del viento desde dos o más fuentes puntuales de emisión continua, y dichas fuentes no se encuentran directamente en la dirección de donde viene el viento. Este tipo de problema de dispersión se resuelve usualmente por el método de superposición. Esto es, se halla la concentración total en el punto receptor sumando las concentraciones provenientes de las fuentes individuales. Por tanto, el problema consiste en identificar correctamente, por separado, la geometría u orientación del receptor con respecto a la dirección del viento y a la situación de cada fuente. Luego se aplican las ecuaciones normales ya desarrolladas para una fuente elevada o a nivel del suelo, en términos de la velocidad del viento y de la clase de estabilidad dadas. Una excelente reseña de las técnicas por usar en dichas situaciones, aparece en la literatura ( 19).

:: :1

1

180

DISPI.:R.SION DI: LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFLRA

APENDICE-DEDUCCION DE LA ECUACION TIPO GAUSSIANO DE DISPERSION

él(D,C)

Nx+dr

1

él [(élv.c) = -dydz él(D.c) ::1+ élx ---ax- dydz dx

La tasa de cambio de la concentración dentro del volumen diferencial, debido a la difusión de masa de entrada y salida en la dirección x, es igual a la diferencia entre Nx+dx y Nx. Esta magnitud es Nr+dr- N,

(a)

élx

181

La tasa diferencial de salida del volumen, en la dirección x, es

El método siguiente es uno de los que se utilizan para deducir la ecuación de dispersión de tipo gaussiano, para un gas liberado continuamente de una fuente puntual. Con base en la teoría de transferencia de masa, la tasa de difusión, Nx, de una especie gaseosa en la dirección x en cualquier área de sección transversal A, está dada por la expresión

N,= -A

APFNDICF-DFDUCClON DE LA LCUAClON TIPO GAUSSIANO UF UlSPERSION

donde Nx es la transferencia de masa por unidad de tiempo; D x es la difusibidad, área/tiempo, en la dirección x; C es la concentración en masa por volumen unitario; y A es el área de la sección transversal en la dirección x. Se desea ahora aplicar esta relación general a la difusión de un gas que se origina en forma continua en una fuente puntual, a través de un volumen diferencial en el espacio. Considérese la situación representada en la figura 4.A. Un contaminante gaseoso, arrastrado por el viento en la dirección x, con una velocidad viento u, entra a un elemento fluido de un tamaño dx dy dz. La tasa de difusión de masa dentro del elemento fluido (independiente del movimiento del volumen de la corriente de gas) en términos de la ecuación a) será N,= -dydz él(D,C)

él ( él(D,C)) = élx élx dxdydz

(b)

Expresiones similares son válidas para las direcciones y y z. Además, de todos modos, el movimiento del contaminante se ve también auxiliado por el movimiento del volumen del fluido. Se observa que la tasa de influjo del contaminante en la posición x a través del área dy dz es tasa de entrada (movimiento del volumen) y la tasa de salida en la posición ( x

+ dx)

tasa de salida (movimiento del volumen)

e( u) dy d.z

es =

Cudyd.z + élélx (Cudydz) dx

La tasa neta de cambio de concentración dentro del volumen de control dx dy dz, la que resulta del movimiento del volumen del fluido, será entonces

(e)

tasa neta (movimiento del volumen) = - élélx (Cu) dxdy d.z

élx

..

,

r ,, 1

¡

El efecto neto de la difusión de masa y del movimiento del volumen es el ele cambiar la cantidad de masa dentro del volumen de control. La tasa de cambio de masa dentro del volumen de control es, simbólicamente,

dy

N,

o

~ l.a(D, Ciió•id' d'

~

[ :

Mov1m1ento del volumen= Cu dy dz

____

tasa de cambio dentro de dx dy dz

/

Movimiento del volumen de salida

/ / / /

dx Tasa de cambio interno= (aC)/(at) dx dy dz

Figura 4-A. Esquema del desarrollo de la ecuación e), que relaciona la transferencia de masa debido a la difusión y movimiento del volumen dentro y fuera de un elemento fluido pra el cambio de una concentración interna.

élC dxdyd.z

(d)

élt

Por tanto, la expresión general para la tasa de cambio de masa dentro de un volumen diferencial dx dy dz, debido al transporte de volumen así como los procesos de difusión es, de las ecuaciones b), e) y d),

ac = _ _i_(Cu) élt

élx

+_i_(él(D.C)) +_i_(él(DyC)) +_i_(él(DzC)) (e) élx

ax

ély

ay

1

!¡ 1

Nx+dx

)----

1

az

élz

Al deducir la ecuaciém e), se ha cancelado la magnitud dx dy dz, en toda la ecuación. Los párrafos siguientes constituyen algunas idealiza·

1

DJSPERSION DE LOS

182

CONTAMINANTI~S

EN LA ATMOSFERA

ciones básicas con respecto a los problemas de difusión desde la chimenea, en este punto: l. La transferencia de masa debido al movimiento del volumen sobrepasa, con mucho, la contribución debida a la difusión de masa. Esto es, el segundo término del lado derecho de la ecuación e) es mucho menor que el primer término y se puede eliminar de la ecuación. 2. Se tiene un interés primordial en la solución en el estado estacionario para la dispersión de contaminantes en la atmósfera. Por tanto, la magnitud ac1at en cero. 3. A pesar de que la velocidad del viento sí varía en las tres direcciones, la variación es relativamente pequeña. Por tanto es apropiado suponer que la velocidad del viento u es constante, ya que esto lleva a una solución más simple y más directa de la ecuación diferencial parcial.

APENDICE-DEDUCCION DE LA ECUACION TIPO GAUSSIANO DE DISPERSION

0 adsorción por otros medios. Dentro de un contexto matemático, esta condición de frontera está expresada por

Q =

JJ uCdydz

jll

¡,

l

'"

¡~'

2

u( ac) ax = D ( aay2c) + D ( aaz2c) 2

lj

(f)

A.

Fuente puntual a nivel del suelo

Para una fuente puntual a nivel del suelo, los límites de integración para z se toman desde O hasta <Xl. Con dichos límites y con la sustitución de la ecuación g) en la ecuación h), se encuentra que Q

=loo Joo-oo Kux-

1

exp[- (

e=

Kx- exp { - [ (

Sea ahora

Q

y= y 1(Dy )112

yz

~ +;;) 4" z

IJ

=z 1(D z)

= Kux -1( D'l )1/2( Dz )1/2 },..(o

00

112

.

b: )+ ( ~ ) ]

:x }

] dydz X

Con es te cambio de variables,

u) dz foo_ exp(- -ij4xu) dy 4x

exp ( - -i

2

2

00

Sin embargo, en las tablas de integrales normales, se encuentra que

%

00

La solución general de esta ecuación diferencial parcial de segundo orden es

1

(h)

Por lo general, los límites de integración de dy son desde menos a más infinito. Sin embargo, los límites de dz dependen de la situación física considerada.

O

En la ausencia de suficiente información contraria, se supone que las difusividades de masa, Dx, DY y Dz, son constantes. Estas cuatro aseveraciOnes conducen a la reducción de la ecuación a la forma siguiente:

183

(

( exp( -a 2x 2 ) dx

Jo

77

)1/2

= - --

t

2a

y la integral de la misma magnitud desde menos a más infinito tiene un valor que es el doble del determinado, o sea (1r) 112 fa. Por tanto,

donde K es una constante arbitraria cuyo valor se determina por las condiciones de frontera del problema atmosférico específico. Una condición de frontera que es necesario satisfacer es que la tasa de transferencia del contaminante a través de cualquier plano vertical situado en la dirección del viento con respecto a la fuente, es una constante durante estado estacionario, y esta constante debe ser equivalente a la -tasa de emisión Q de la fuente. Esto es, todos los contaminantes emitidos de la fuente deben considerarse en algún lugar en la dirección del viento dentro del plano y-z. Por tanto, se supone que no ocurre reacción química alguna en la dirección del viento, que elimine parte del contaminante, y no se admite otro mecanismo como la absorción

i¡ ¡r:¡

(g)

,ti1 i

Q = Kux-1(Dy)1/2(Dj/2(7f/2[ 2(':f/2] =

: ~1 1,:

¡;

2wK(Dy) 112(Dz)1/2

~~ '

o sea

Q

(i)

]J

Este resultado es igual a la ecuación (4.6) en la sección 4.4.A, donde se utiliza para formular una ecuación para la concentración en la dirección del viento desde una fuente puntual a nivel del suelo.

1

K

2w(Dlj Dz )112

1:

~:

!1,¡ i¡i 1!

'1':¡

~i 1

'¡ ¡

~

184

B.

DISPERSJON DE LUS CONTAMJNANTI~S EN LA ATMOSI:ERA

Fuente puntual a la altura H por encima del nivel deJ suelo

Para una fuente puntual a una altura H sobre el suelo, los límites de integración para z en la ecuación h) se toman desde menos a más infinito. El límite matemático de menos infinito es físicamente significativo en el sentido siguiente. Aun en el caso de que el terreno fuera permeable a la difusión de un gas contaminante, la distribución gaussiana es de tal naturaleza que la mayor parte del contaminante existirá entre el suelo y la altura H. Por tanto, la adición a Q de la integración desde el nivel del suelo a menos infinito conduce a un pequeño error razonable, pero hace que las matemáticas sean mucho más fáciles de maneJar. El efecto de este cambio sobre el límite inferior de la integración de z es el de dividir en dos el valor de K encontrado previamente para la fuente puntual a nivel del suelo. Esto es, en el caso presente

Q

K=

47T(Dyvj

(i)

12

Esta relación de R. se sustituye ahora en la ecuación ( 4.5 ), y las magnitudes Dy y Dz se cambian por ay y Oz en términos de la ecuación (4.9). De aquí resulta que,

e C=

Qx-1

-"""""'-----ex

47T(DyDz) 1 / 2

p

[- (JL2+ ~2) .!:.. Dy

Dz

Q [ 1 ( yz z2 27TU(]y(]z exp - 2 (]IJ 2 + (]z 2

)j

4x

l

PROBLEMAS

185

5. ¿cuál es la principal diferencia en el desarrollo de una formulación de dispersión desde una fuente superficial, opuesta a una fuente elevada? 6. ¿A qué altura se evalúa la velocidad u del viento, cuando se va a utilizar en la ecuación (4.9)? ¿varía la velocidad real del viento con la altura a través de la pluma? ¿cómo se podría tener en cuenta este factor? 7. ¿puede ser conveniente identificar las curvas de las figuras 4.6 y 4. 7 según la estabilidad atmosférica, variando desde muy inestable hasta muy estable? Efectúese dicha operación. 8. ¿Qué datos se requieren por lo general para determinar la concentración máxima a nivel del suelo? 9. ¿cuáles son los tres grupos de parámetros que controlan el fenómeno de una pluma gaseosa inyectada a la atmósfera desde una chimenea? 10. La mayoría de las ecuaciones para pronosticar la elevación de la pluma contienen dos términos que tienen en cuenta las diferentes razones físi· cas para la elevación. ¿cuál es la naturaleza de estos dos términos? 11. Está justificado utilizar un valor constante para la elevación efectiva de la pluma en una situación dada, o se debe, en realidad, ajustar para la distancia en la dirección del viento desde la chimenea? Comente el caso. 12. ¿cuál es el efecto general del tiempo de muestreo sobre la supuesta con· centración en una localidad dada? 13. ¿cuál será la limitación en el tiempo de muestreo cuando se empleen los datos de Turner para Jos valores de a? 14. ¿cómo se modifica la ecuación usual de dispersión desde una chimenea para considerar la presencia de una trampa de inversión? 15. ¿cómo se expresa la tasa de emisión de la fuente, para una fuente lineal, como en el caso de los automóviles a lo largo de una carretera? 16. ¿con qué técnica matemática general se ataca el problema de la estimación de las concentraciones a nivel del suelo que resultan de varias fuentes puntuales?

(k) PROBLEMAS

Esta es la formulación para una fuente puntual por encima del nivel del sudo, la que conduce a la ecuación ( 4.11) que aparece en la sección 4.4.B.

PREGUNTAS l. ¿Qué par de fenómenos físicos explican la dispersión de los contaminan tes en la atmósfera cuando una corriente de gas sale de la chimenea? 2. ¿cuáles son las deficiencias del modelo de difusión turbulenta según está representado por la ecuación (4.2)? 3. ¿cuál es el formato de una funciónf(x), cuando se dice que está normalmente distribuida? 4. ¿Por qué es necesario un formato gaussiano doble para una ecuación de dispersión en los estudios atmosféricos?

4.1 Trazar f(x) contra x para una función normalmente distribuida (gau~·siana), para valores de x hasta de ± 5 (si fuera necesario) y valores de a de a) 0.5, b) 1.0 y e) 2.0 para el caso en que ¡J.= O. Muéstrese en cada caso la tabla de cálculos. 4.2 Considerar una variable x normalmente distribuida. Determinar, para valores de a de a) 1.0 y b) 2.0, el valor de x para el que la relación suministrada por f(x)/f(x =O) es 1) 0.05, 2) 0.02 y 3) 0.01. Luego, para las condiciones especificadas, determinar el valor de x(a en cada caso. 4.3 Considerar una variable x normalmente di¡;tribuida y valores de a de a) 1.0 y b) 2.0. Determinar los valores de f(x)/f(x =O) cuando el valor

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de x(a sea 1) 2.5, 2) 3.0 y 3) 3.5. 4.4 Se emite dióxido de azufre a una tasa de 0.90 kg/s desde una chimenea con una altura efectiva de 220 m. La velocidad promedio del viento a la altura de la chimenea es de 4. 8 m/s y B es la categor{a de estabilidad. Determinar la concentración a corto plazo, en la dirección ..icl viento y '~~~. i¡'\1

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186

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFFRA

1! i

4.5

4.6

4. 7

4.8 4.9

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4.10 4.11

(

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111~'

4.12

4.13

4.14

4.15

4.16

en la línea central, en microgramos por metro cúbico, a distancias a nivel del suelo desde la chimenea, de a) 0.6, b) 0.8, e) 1.0, d) 1.2, e) 1.6, f) 22.0,g) 3.0 y h) 4.0 km. Trácese Ccontra el logaritmo de la distancia. ¿cuál será la concentración a nivel del suelo y a corto plazo que se puede esperar a una distancia en la dirección del viento y a lo largo de la línea central para las condiciones del problema 4.4 para los casos b) hasta h)? De los resultados de los problemas 4.4 y 4.5, trácense las isopletas (líneas de concentración constante) para concentraciones de S0 2 de 50, 3 150, 250, 400 y 550 pgjm sobre un diagrama x-y. Trazar x desde O a 4 km y trácese y desde O a 400 m, a escala usual. Considerar los datos del problema 4.4. Estímese en kilómetros la distancia en la línea central y sobre la dirección del viento, para la que la concentración máxima ocurrirá a nivel del suelo, y estímese cuál será el valor de dicha concentración en microgramos por metro cúbico, empleando la figura 4.8. Comprobar los valores de ay y az que se utilizaron en el problema 4.4, utilizando las ecuaciones básicas y los datos suministrados por Martin. Comprobar el valor de C máx determinado en el problema 4. 7, utilizando el método descrito en el texto, cuando ay faz sea una constante. Utilizar también este método para determinar Xmáx• en kilómetros. Deducir las expresiones para Xmáx y e máx para la situación donde ay =axP y az = bxq. Evalúese Cmáx y xmáx• con base en las ecuaciones deducidas en el problema 4.1 O, utilizando los datos de ay y az suministrados por Martin para los datos del problema 4.4. Los datos del Brookhaven National Laboratory para las condiciones inestables en la atmósfera indican que ay = 0.35 (x) 0 "86 y az = 0.33 0 (x) · 86 . Determinar, para dichas ecuaciones, Xmáx y Cmáx• para los datos de los problemas 4.4 y 4.1 O. Reconsiderar el problema 4.4. Cámbiese a C la clase de estabilidad y determínense las concentraciones en la línea central y en la dirección del viento, en microgramos por metro cúbico a distancias a nivel del suelo desde la chimenea de a) 1.2, b) 1.6, e) 2.0, d) 2.5, e) 3~0, f) 5.0, g) 10 y h) 20 km. Trazar C contra el logaritmo de la distancia. ¿cuáles serán las concentraciones a nivel del suelo que pueden esperarse para a) 300 m y b) 500 m, con viento transversal para las condiciones del problema 4.13 en los casos b) hasta h)? Con los resultados de los problemas 4.13 y 4.14, calcular las isopletas para las concentraciones de so2 de 150, 200, 300, 400 y 450 Jlg(m 3 , sobre un diagrama x-y. Trazar x desde O a 1 O km y trazar y desde O a 600 m, a escala usual. Considerar los datos del problema 4.13. Estimar la distancia en kilómetros, en la dirección del viento sobre la línea central, para la que la concentración máxima ocurrirá a nivel del suelo, y estímese cuál será dicha concentración en microgramos por metro cúbico, empleando la figura 4.8.

PROBLEMAS

187

4.17 Comprobar los valores de ay y az que se utilizaron en el problema 4.13, utilizando las ecuaciones básicas y los datos suministrados por Martin. 4.18 Comprobar el valor de Cmáx determinado en el problema 4.16, utilizando el método descrito en el texto, donde ay faz es una constante. Utilizar también este método para determinar Xmáx en kilómetros. 4.19 Evaluar Cmáx y Xmáx de las ecuaciones deducidas en el problema4.10, utilizando los datos de ay y az suministrados por Martin, para los datos del problema 4.13. 4.20 Los datos del Brookhaven National Laboratory para condiciones casi 0 8 neutrales en la atmósfera indican que ay= 0.32(x) "~ y az = 0.22 0 78 (x) • • Determínense, con dichos datos Xmáx y Cmáx para los datos de los problemas 4.10 y 4.13. 4.21 Es conveniente conocer la distancia Yp donde la concentración ha caído a un p por ciento de su valor a lo largo del eje de dispersión de la pluma. Considerar la extensión horizontal de la concentración del contaminante a nivel del suelo. Demostrar, utilizando la ecuación (4.13 ), que el valor de Yp a cualquier distancia x, se encuentra sencillamente por 2 112 la expresión Yp = [2 ay log ( 100/p) ] • 4.22 Se descarga ácido sulfhídrico desde una chimenea que tiene una altura efectiva de 50 m. La velocidad del viento es de 2.5 m/s en una noche nublada. Para una tasa de emisión de 0.06 g/s, a) determinar la máxima concentración a nivel del suelo sobre la línea central, en la direccÍón del viento con respecto a la chimenea, y b) trazar la concentración a nivel del suelo como una función de la distancia y sobre la línea central en la situación de x, determinada en la parte a) para los valores de y de 50, 100, 200 y 300m. 4.23 El umbral del olor para el H 2 S es de 0.0004 7 ppm. Utilizando las condiciones de emisión que se presentan en el problema 4.22, en términos de las coordenadas x y y, estímese la región en la que una persona nor· mal pueda detectar el ácido sulfhídrico mediante el olfato. 4.24 La concentración de S0 2 a nivel del suelo, en la dirección del viento 3 desde una chimenea, ha de quedar limitada a 80 Jlg/m . La velocidad del viento es de 4 m/s en un día despejado, y la tasa de emisión es de 50 g/s. ¿cuál será la altura efectiva mínima requerida para la chimenea, en metros? 4.25 Para los datos suministrados en el ejemplo 4.2, determinar la distancia con viento transversal, en metros, para la que la concentración será a) 30 por ciento, b) 20 por ciento y e) 1 O por ciento de la concentración en la línea central. 4.26 La tasa de emisión de S0 2 desde la chimenea de una planta de energía es de 126.1 g/s. La altura efectiva de la chimenea es de 46 m. Calcular la concentración de S0 2 en partes por millón en un estacionamiento situado a 900 m en la dirección del viento desde la chimenea en un día soleado de octubre cuando la velocidad del viento es de 4 m/s. Usese la estabilidad clase C. 4.27 ¿A cuántos metros de la chimenea, en la dirección del viento, tendrá lugar la máxima concentración de S0 2 a nivel del suelo, en el caso del

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188

DISPERSION DE LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSI'ERA

problema 4.26? ¿cuál será el valor de la concentración en dich8 lugar, en partes por millón? 4.28 Un punto de observación está situado en la dirección del viento de dos plantas de energía que consumen combustóleo. Una de ellas está situada a 0.3 km en dirección NNE del punto de observación y quema 1,400 kg por hora de un combustible con un 0.5 por ciento de azufre. La segunda planta está situada a 0.5 km NNW del mismo punto y quema 1,600 kg por hora de combustible con un contenido de azufre del O. 7 5 por ciento. Supóngase que las chimeneas de ambas plantas tienen una altura efectiva de 40 m. El viento sopla del norte a 3.3 m/s. Para una condición de estabilidad clase B, ¿cuál será la concentración de S0 2 a nivel del suelo, en el punto de observación, en microgramos por metro cúbico? La velocidad del viento se mide a la altura estándar de 1Om. 4.29 Se quiere construir una planta, que emitirá 3.5 toneladas métricas de ácido sulfhídrico por día. Uno de los criterios de diseño es que la concentración a 1 km en la dirección del viento desde la chimenea no ha 3 de exceder de 120 ¡lgjm , de manera de no sobrepasar el umbral del olor. Con fines de cálculo, no se tendrá en cuenta inicialmente la elevación de la pluma. Estimar la concentración a nivel del suelo, a lo largo de la línea central, a 20 km en la dirección del viento desde la chimenea, en microgramos por metro cúbico, para velocidades del viento de

PROBLEMAS

4.34

4.35

a)4mjsyb)8mjs.

4.30 En un día nublado con una estabilidad clase C, la velocidad del viento a 10m es de 4 m/s. La tasa de emisión de NO es de 50 g/s, desde una chimenea que tiene una altura efectiva de 100m. a) Estimar la concentración a nivel del suelo, en la línea central a 20 km en la dirección del viento, desde la chimenea, en microgramos por metro cúbico. b) Estimar la concentración a nivel del suelo, a 20 km en la dirección del viento y 900 m de la linea central de la chimenea, en micro gramos por metro cúbico. 4.31 Una planta de energía emite S0 2 en un día que tiene una estabilidad clase C, cuando la velocidad del viento en lo alto de la chimenea es de 7 mjs. La altura efectiva de la chimenea es de 282m. Si la concentración a corto plazo a nivel del suelo, y en la dirección del viento no ha de exce3 der a) 1,000 pg/m y b) 1,300 pg/m 3 , ¿cuál será la tasa permisible máxima de emisión de so2' en gramos por segundo? 4.32 Se ha observado que una planta de energía ya construida produce una 3 concentración de 20 pgfm a una distancia de 800 m directamente en la dirección del viento desde la chimenea, cuando el viento sopla desde el norte a 4 m/s, durante una situación de estabilidad clase C. Más. adelante, se construyó otra planta 200 m al oeste de la planta original. Consume 4,000 lb/h de aceite combustible que contiene un 0.5 por ciento de azufre. La segunda planta tiene una altura efectiva de chimenea de 60 m, y no tiene controles de emisión del S0 2 • Para las mismas condiciones atmosféricas citadas, estimar el porcentaje de aumento de la concentración de so2 en el lugar situado en la dirección del viento debido a la segunda planta. 4.33 La concentración de ácido sulfhídrico, H S, es de 55 ppm en un lugar 2 situado a 150m en la dirección del viento desde un po·m de petróler;

4.36

4.37 4.38

4.39

4.40

189

abandonado. ¿cuál será la tasa de emisión de H 2 S del pozo, si Jos vientos son de 2.7 m/s en una tarde soleada de junio, en gramos por segundo? Suponga una emisión a nivel del suelo. Un fuego que se consume a nivel del suelo emite monóxido de nitrógeno a una tasa de 3.6 g/s. Se supone que el fuego es una fuente puntual sin elevación efectiva de la pluma. Determínese la concentración de NO directamente en la dirección del viento, a una distancia de 2.5 km en las siguientes condiciones atmosféricas: a) noche nublada, velocidad del viento de 6 m/s; b) noche despejada, velocidad del viento de 3 m/s; y e) una tarde parcialmente nublada, velocidad del viento de 4 m/s. Se emite dióxido de azufre a una tasa de 0.9 kg/s durante una atmósfera de estabilidad clase B, que tiene un gradiente de temperatura potencial de -O.Ol0°C/m. La concentración de S0 2 en el gas de la chimenea es de 4.0 gfm 3 , y la temperatura y presión del gas de la chimenea son de 1 7 5 °C y 9 80 m bar, respectivamente. La velocidad del viento es de 4.8 m/s y su temperatura es de 18°C. El diámetro de la chimenea en su parte superior es de 5.5 m, y se supone que las otras propiedades del gas de la chimenea son las mismas que las del aire. Determinar la elevación de la pluma en metros, por encima de la chimenea, utilizando: a) la ecuación de Holland, (4.18); b) la ecuación de Carson-Moses, (4.20a); e) la ecuación modificada de Briggs, (4.21); y d) la ecuación modificada de Concawe, (4.19b ). Reconsiderar el problema 4.35, con los siguientes cambios. La estabilidad es clase e y el gradiente de temperatura potencial es de 0.0 1 0°C/m. Además, para la parte b) la ecuación correcta es ahora (4.20b ). Demostrar que el último término de la ecuación (4.18) se puede sustituir por la magnitud 0.0096Qh/V5 d. En el ejemplo 4.6, se calcula la elevación efectiva de la pluma para um atmósfera neutral, utilizando dos fórmulas empíricas. Utilizar dichas fórmulas para calcular la elevación de la pluma para las mismas condiciones, excepto que la atmósfera es a) moderadamente estable con un gradiente de temperatura potencial de 0.003°K/m, y b) estable con un gradiente de temperatura potencial de 0.008°K/m. Utilizando las ecuaciones (4.17), (4.18), (4.19b), (4.20c), estímese la corrección efectiva para la altura de la chimenea, D.h, en metros, pa!"a las siguientes condiciones: Qh equivale a 114,000 kj /s; altura de la chimenea de 250m; velocidad de salida del"gas de 14.65 mfs; diámetro de la chimenea de 9.13 m; velocidad del viento a la salida de la chimenea de 7 m/s; temperatura atmosférica de 280°K; temperatura de salida del gas de 422°K; y gradiente de temperatura atmosférica de+ 0.534° C/100 m. Dos hornos alimentados con carbón descargan a la misma chimenea, que tiene una altura de 100 m. Cada horno quema carbón a la tasa de 2 50 toneladas cada 24 horas. El aire para la combustión se suministra a una tasa de 10 lb por cada libra de carbón. Los gases salen de la chimenea a una velocidad de 20 pies/s y a 350°F. La temperatura atmosférica a la salida de la chimenea es de 60°F. La velocidad del viento es e,! e 1 O millas/h a 1 O m. Suponga una atmósfera neutral. Calcúlese el

190

DISPERSION Dt LOS CONTAMINANTES EN LA ATMOSFERA

4.41

4.42

4.43

4.44

4.45

4.46

valor de la elevación de la pluma en metros empleando las ecuaciones de a) Holland, b) Concawe y e) Moses-Carson. Un gas con una composición esencialmente ~gual a la del aire sale de una chimenea con una velocidad de 10 m/s. La temperatura del gas es de 200°C, y la temperatura atmosférica en lo alto de la chimenea es de 0°C. El diámetro de la chimenea es de 10m. Determinar el valor de f::J.h para una atmósfera neutral utilizando la a) ecuación (4.17), b) ecuación (4.18), e) ecuación (4.19a), d) ecuación (4.20b) y e) ecuación (4.21). La velocidad del viento en lo alto de la chimenea es de 5 m/s. Los datos siguientes se aplican a una planta de energía de vapor que consume carbón: altura de la chimenea, 200m; diámetro de la chimenea, 9 m; tasa de combustión del carbón, 1.165 X 10 6 kg/día; suministro de aire, 12 lb de aire/lb de carbón; temperatura del gas en la salida de la chimenea, 150°C; temperatura del aire ambiente a 350 m, 7°C; valor calórico del carbón, 5250 kj/kg; contenido de azufre del carbón, 3.1 por ciento; contenido de ceniza del carbón, 8 por ciento; ceniza arrastrada a lo alto de la chimenea, 80 por ciento; condiciones atmosféricas, tiempo nublado durante el día; velocidad del viento, 6 m/s a una altura de 1 O m; gradiente de temperatura, neutral. Calcular la altura efectiva de la chimenea utilizando a) ecuación (4.17), b) ecuación ( 4.18), e) ecuación (4.19b) y d) ecuación (4.20b). }le ha hecho un cálculo de la concentración de contaminantes en un lugar determinado, en la dirección del viento desde una fuente puntual. Este valor se ha de comprobar por un muestreo actual. ¿Qué porcentaje de error, debido al muestreo solamente, se podría esperar en la mues· tra de concentración, si el tiempo de muestreo es de a) 2 min, b) 20 min y e) 1 h? Una larga línea de desechos agrícolas que se quema en un campo se puede considerar como una fuente lineal infinita. En una tarde despejada de otoño, la velocidad del viento es de 4.5 m/s. Determínese la concentración de particulas para los pequeños aerosoles arrastrados por el viento, a 600 m en la dirección del viento, si la fuerza de la fuente es de 0.23 g/ms. La densidad del tráfico para una carretera interestatal es de 10,000 vehículos/h y la velocidad promedio de los vehículos es de 80 km/h. La velocidad del viento perpendicular a la carretera es de 3 m/s. La emisión promedio de emisión de monóxido de carbono por vehículo es de 20 g/km. a) Para un día nublado, estimar la concentración de CO a un kilómetro en la dirección del viento desde la carretera. b) ¿ Representa la concentración encontrada en la parte a) un riesgo para la salud, según lo indica la norma primaria de calidad del aire para el monóxido de carbono? Demostrar que la ecuación (k) en el apéndice de este capítulo es una solución de la ecuación U).

BIBLIOGRAFIA l. W. P. Lowry y R. W. Boubel. Meteorological Concepts in A ir Sanitation. Corvallis, Ore.: Oregon State University, 1967.

BIBLIOGRAFJA

191

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Capítulo 5

Partículas

5.1

INTRODUCCION

De la masa total de contaminantes del aire estimada para 1973, por ejemplo, aproximadamente 9 por ciento estaba en forma de partículas. Del total de 32,000.000 ton, los vehículos de motor produjeron 900,000 ton, la industria 17,000,000 ton, la energía eléctrica 4,100,000 ton, las calderas industriales 6,900,000 ton, y la incineración de desechos sólidos 3,000,000 ton. La materia particulada producida por fuentes incluye la sal de los océanos, cenizas volcánicas, productos de la erosión por el viento, polvo de las carreteras, desechos de incendios forestales, el polen y las semillas de plantas. Se emplean diversos términos para clasificar las partículas arrastradas por el viento. Las definiciones de estos términos ( 1) se presentan en la tabla 5 .l. A pesar de que las partículas representan sólo el 9 por ciento de la masa total de los contaminantes del aire producidos por el hombre, para 197 3, el riesgo potencial de este tipo de contaminantes es mucho mayor. Las partículas presentan un riesgo para los pulmones; incrementan las reacciones químicas en la atmósfera; reducen la visibilidad; aumentan la posibilidad de la precipitación, la niebla y las nubes; reducen la radiación solar, con los cambios en la temperatura ambiental y en las tasas biológicas de crecimiento de las plantas; y ensucia las materias del suelo. La magnitud del problema en cada una de las áreas anteriores es una función del rango del tamaño de las partículas presentes en la atmósfera local, la concentración de las partículas y la!> composiciones química y física de las partículas. Es necesario examinar cada uno de estos factores. 193

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194

PARTIC'ULAS

195

INTRODUCCION

Tabla 5.1 Definición de los terminos que describen las partículas suspendidas en el aire.

Diámetro de la particula, micrómetros

0.0001

Partículas

Aerosol Polvo Ceniza fina

Niebla Vapores Neblina Partícula Humo

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Hollín

Cualquier material, excepto agua no combinada, que existe en estado sólido o líquido en la atmósfera o en una corriente de gas en condiciones normales. Una dispersión de partículas microscópicas, sólidas o líquidas, en medios gaseosos. Partículas sólidas de un tamaño mayor que el coloidal, capaces de estar en suspensión temporal en el aire. Partículas de ceniza finamente divididas arrastradas por el gas de la combustión. Las partículas pueden contener combustible no quemado. Aerosol visible. Partículas formadas por condensación, sublimación, o reacción química, predominantemente mayores de 1 ¡Jm (humo o tabaco). Dispersión de pequeñas gotas de líquido de suficiente tamaño como para caer desde el aire. Masa discreta de materia sólida o líquida. Partículas pequeñas arrastradas por los gases, que resultan de la combustión. Una aglomeración de partículas de carbón.

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0.01

técnicas

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Vapores. de

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1

Gotasdelas boquillas

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hidráulicas

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1

Trpos de

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equipos de

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-

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Separadores centrifugas-

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C~lecwes t~lat

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de

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del aire

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1

Lechos empacados

1

---Separadores -..1 mecénicos

1

-----~- Preciprtadores eléctricos

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0.0001 1

Estos valores indican la razón por la que existe una diferencia significativa en el comportamiento de las partículas. La sección central de la figura 5.1 muestra el intervalo de tamaños de las partículas para

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caliza molida

~- Humo di' crga"o ---~-- Polvo de c"bón __..

purifrcacrón

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10- 5 cmjs

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típicos de

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Tamiz de rejilla US

1

Dispersoides

0.1

10,000

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Definiciones

1000

Js:ol4:ol2:ol<21 ~ 13

Tamaños

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En general, las partículas arrastradas por el aire varían su tamañú desde 0.001 a 500 f.J.m, con la mayor parte de la masa de partículas presentes en la atmósfera con una variación de 0.1 a 1 O J.lm. Las partículas con un tamaño menor de 0.1 J.lm muestran un comportamiento similar al de las moléculas y están caracterizadas por grandes movimientos aleatorios causados por colisiones con las moléculas de gas. Las partículas mayores de 1 J.lm, pero menores de 20 J.lm, tienden a seguir el movimiento del gas por el que son llevadas. Las partículas mayores de 20 J.lm poseen velocidades de asentamiento significativas; por tanto, el aire las arrastra durante períodos relativamente cortos. Las velocidades de asentamiento de las partículas con una densidad de 1 g/cm 3 son:

100

10

equivalentes

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(1 mm)

0.1

0.001

-----+---+------1 0.01

0.1

1

Diámetro de la partícula, micrómetros

10

100

1000

10,000

(1 mm)

Fígura 5.1 Características de las partículas y los dispersoides. (FUENTE: C. E. Lapple. Stanford Research Jnstitute Journal 5, 1961.)

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PA RTICULAS

varios materiales. A pesar de que la lista es limitada, nótese que proporciona aproximadamente un intervalo cuádruple de tamaños de partículas, desde 10- 2 a 10 2 11m._ Es muy poco probable que cualquier tipo de equipo de colección sea efectivo en la remoción de partículas dentro de un intervalo tan amplio. Esta observación está confirmada por la sección inferior de la figura 5.1, que muestra la amplitud de tamaños de las partículas para los que son adecuados los diversos equipos. No obstante, estos datos pueden conducir en cierta medida un cierto error. A pesar de que un tipo de colector determinado puede eliminar partículas dentro del total del intervalo indicado, la eficiencia de remoción es, en muchos casos, una función del tamaño de la partícula. Por ejemplo, un colector puede remover partículas grandes en una amplitud dada con eficiencia de casi el 100 por ciento, pero la eficiencia del colector en la remoción de las partículas más pequeñas, puede estar muy cerca de cero. Se presentan más adelante en este capítulo eficiencias típicas de colección para sistemas colectores específicos. Otras tablas y gráficas similares a la figura 5.1, aparecen en la literatura (2, 3, 4 ). La concentración de partículas se expresa usualmente como la masa total de las partículas en un volumen dado de gas. Las unidades básicas para la concentración de partículas son los micrcgram0s por metro cúbico, a pesar de que las unidades de granos por pie cúbico están bien establecidas en la literatura más antigua ( 7,000 gr = 1 lb). Nótese, con fines de conversión o comparación.

t. ,

1.0 gr/pie 3

i

= 2.29 g/m 3 = 2.29

X 10 6 llgfm 3

DISTRIBUCION Y fUENTES 01: LA MATERIA PARTICULADA

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e 5.2

DISTRIBUCION Y FUENTES DE LA MATERIA PARTICULADA

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Hay datos para la concentración promedio de partículas, que se obtuvieron por muestreo de la atmósfera en las ciudades de todo el mundo, así como en Estados Unidos. La tabla 5.2 constituye un ejemplo de dicha información ( 1 ). De las 401 ciudades en las que se tomaron muestras, 75 por ciento tenía en aquellos momentos una concentración promedio de partículas mayor de 80 llg/m 3 • N o obstante, la norma primaria federal de la calidad del aire para partículas en sus-

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En el medio del océano, la concentración de polvo atmosférico es usualmente mucho menor de 1 g/m 3 , a pesar de que en una tormenta de polvo violenta puede llegar a 10 9 llg/m 3 . La carga de polvo en los gases industriales varía típicamente de 10 4 a 10 8 llgfm 3 (0.01 a 100 grfpie 3 ).

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198

PARTICULAS

Tabla 5.3 Distribución de las partículas por conteo y por ciento en volumen de una muestra atmosférica típica, como una función del tamaño.

Rango de tamaños Tamaño promedio (p. m) (p. m)

10-30 5-10 3-5 1-3 ~-1 0-~

20 7.5 4 2 d.75 0.25

Conteo de partículas a

1 112 167 555 4,215 56,900

Por ciento en volumen b

27 53

12 5 2

1

a conteo de otros tamaños relativo al conteo del tamaño de 20 {Jm.

bTambién por ciento de masa si la gravedad específica es uniforme.

pensión se establece en 75 J.Lg/m 3 , basándose en la media geométrica anual. Los datos de esta tabla muestran una correlación positiva entre la concentración de las partículas y el tamaño de la ciudad. Además de la concentración promedio de partículas en masa por volumen unitario, es importante tomar nota de la distribución de tamaños por conteo de partículas y por volumen en la atmósfera urbana. Dichas distribuciones para una muestra típica de partículas en la atmósfera se muestra en la tabla 5.3. De los datos de estos dos últimos artículos, se verá que las partículas dentro del intervalo de O a 1 J.Lm constituyen sólo 3 por ciento por masa (o por volumen). No obstante, el número de partículas dentro de dicho intervalo es abrumador comparado con el resto de la muestra. Las partículas dentro de dicho intervalo son capaces de introducirse a los pulmones. Desde el punto de vista de la salud, no se trata tanto de bajar la carga de polvo atmosférico total, en una área urbana, sino de disminuir el fuerte conteo de partículas en el intervalo de los tamaños pequeños. En general, las partículas presentes en la atmósfera en el intervalo de tamaños por debajo de 1 J.Lm, se producen portondensación), mientras que las partículas mayores son el resultado, o bien de la trituración (pulverización) o la combustión. Los procesos de molienda en seco son rara vez eficientes en la producción de partículas menores de pocos micrómetros. La combustión puede producir cuatro tipos diferentes de partículas. Se forman por los modos siguientes: l. El calor puede vaporizar materiales que se condensan posteriormente, produciendo partículas entre 0.1 y 1 J.Lm. 2. Las reacciones químicas del proceso de la combustión pueden producir partículas de cúmulos moleculares inestables de corta duración por debajo de aproximadamente 0.1 J.Lm.

DISTRII3UCION Y FUENTES DE LA MATI·:RIA PARTICULADA

199

3. Los procesos mecánicos pueden liberar cenizas o partículas de combustible de 1 J.Lm o mayores. 4. Si intervienen aspersiones de combustibles líquidos, puede que se escape directamente una ceniza muy fina. 5. La combustión parcial de los combustibles fósiles puede producir hollín. Las fuentes estacionarias de emisiones de partículas se pueden dividir en clases tales como domésticas y comerciales, industriales y de energía. Del total de partículas que se forma, aproximadamente del 85 al 90 por ciento proviene de las fuentes de producción de energía ( 5 ), y la gran mayoría de las fuentes de energía se deben al consumo de carbones bituminosos y de lignitos. Afortunadamente, con la operación de los precipitadores electrostáticos y otros dispositivos de control, más del 90 por ciento de estas emisiones potenciales se remueven en último término antes de su descarga a la atmósfera. Las principales fuentes industriales de la contaminación por partículas se indican en la tabla 5.4. Las cargas intermitentes de asfalto en la industria de la construcción constituyen otra gran fuente potencial. Y la gigantesca industria alimentaria genera partículas por medio de procesos tales como la preparación de los suelos, rociado con insecticidas molienda y secado de granos, y procesamiento de carne y pescado. Para facilitar la estimación de las tasas industriales de emisión, el gobierno norteamericano ha publicado varias tablas de factores de emisión con base en las cantidades de artículos y materiales procesados. La tabla 5.5 es un extracto de una tabla mucho más larga de factores de emisión (5 ). Como ejemplo de las fuentes específicas de las emisiones dentro de una categoría general dada, considérense los vehículos de motor que aparecen en la lista de la tabla 5.2. La materia particulada emitida por los vehículos con motor de gasolina consiste de carbón, ceniza metálica y aerosoles de los hidrocarburos. Las partículas de base metálica son el resultado del consumo de combustibles que conúenen compuestos élc plomo antidetonantes. El carbón y los hidrocarburos no quemados son el resultado de la combustión incompleta. La materia particulada que descargan los motores diese! consiste en primer lugar de carbón y de aerosoles de los hidrocarburos, que son el resultado de la combustión incompleta en condiciones de carga pesada del motor. Los motores tanto de encendido por chispa o diese! se describirán y tratarán con mayor detalle en el capítulo 1 O. Se ha dicho acertadamente que la prevención de la contaminación del aire, proveniente de fuentes industriales se inicia dentro de la fábrica o planta. No es necesario tener que depender de dispositivos de

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Incineración Municipal, de cámaras múltiples Comercial, de cámaras múltiples Incinerador alimentado por los gases de la combustión Doméstico, encendido por gas Combustión al aire libre de los desperdicios Vehículos de motor Motores movidos con gasolina Motores diesel Manufactura del cemento Fábricas de pulpa de papel (Kraft) Horno de cal Hornos de recuperación a Fabricación de acero Hornos de hogar abierto Hornos de arco eléctrico Fabricación del ácido sulfúrico

Factor de emisión 15 lb/millón de pie 3 de gas quemado 3 18 lb/millón de pie de gas quemado 3 19 lb/millón de pie de gas quemado 15 lbfmil gal de combustóleo quemado 8 lb/mil gal de combustóleo quemado

1 O lbfmil gal de combustóleo quemado 23 lb/mil gal de combustóleo quemado Dos veces el por ciento de ce•iza en lb/t de carbón consumido De 13-1 7 veces el por ciento de ceniza en lb/t de carbón consumido Trece veces el por ciento de ceniza en lb/t de carbón consumido De 2-5 veces el por ciento de ceniza en lb/t de carbón consumido 1 7 lb/t de desperdicios quemados 3 lb/t de desperdicios quemados 28 lb/t de desperdicios quemados 15 lb/t de desperdicios quemados 16 lb/t de desperdicios quemados 12 lbfmil gal de gasolina consumida 110 lb/mil gal de combustible consumido 38 lb/barril de cemento producido 94 lbft de pulpa seca producida 150 lb/t de pulpa seca producida 1.5-20 lb/t de acero producido 15 lb/t de metal cargado 0.3-7. 5 de neblina ácida/t de ácido producido

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FUENTE: Control Techniques for Particulate Air Pollutants. Washington, D.C.: HEW, di· ciembre de 1968. a Con lavador primario de gas de la chimenea.

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202

PARTICULAS

limpieza de los gases y de chimeneas altas de descarga a fin de reducir las emisiones y dispersar y diluir las sustancias perjudiciales a concentraciones tolerables a nivel del suelo, cuando el control del proceso y del sistema sea efectivo en evitar la formación y descarga de los contaminantes al aire:

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5.3

EFICIENCIA DE COLECCION DE PARTICULAS

En la última columna de la tabla 5.4 se presentan varios dispositivos para limpiar las corrientes de gas. Las características generales de operación de estos dispositivos se resumen en la tabla 5.6. Obsérvese la columna con el encabezamiento "eficiencia por peso". Esta información es extremadamente importante para cualquier dispositivo de colección, ya que indica cuál será el peso total de partículas que se eliminará en el intervalo total de tamaños. La eficiencia total de colección, r¡ 0 , es un parámetro generalizado que se emplea para indicar el nivel de operación de un dispositivo para la limpieza de gases. Cuando

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l'ara tratar el número o la distribución de datos de masa con una mayor amplitud, es útil establecer primero alguna notación y nomenclatura. Como las muestras de partículas contienen un número extraordinario de partículas, se supondrá que los tamaños (diámetros) tienen una distribución continua (en comparación con la distribución discreta). Esto significa que la colección de partículas se puede analizar en términos de un intervalo diferencial de los tamaños de las partículas, desde (dp) a (dp + d(dp )) . Se define N(dp) como el número de distribución acumulada, esto es, como el número de partículas cuyos diámetros son iguales o menores que dp, y N es el número total de partículas de todos los tamaños. En la figura 5.4 se muestra un trazado típico de N(dp) con-

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originará ambigüedad alguna en este caso al usar el término "diámetro de las gotitas". No obstante, las partículas sólidas no son, por lo general, esféricas, sea cual fuera su origen en los procesos industriales o naturales. Por tanto, la medición de una dimensión lineal que represente un diámetro, no resulta obvia. Además, se puede definir un diámetro en términos de alguna otra característica física de una partícula. Por ejemplo, se podría considerar un área superficial o un diámetro volumétrico. El diámetro de una partícula, basado en U!l área superficial, dsA, se define como el diámetro de una esfera que tenga la misma área superficial de la partícula considerada. El diámetro volumétrico de una partícula verdadera, dv, se define como el diámetro de una esfera que tenga el mismo volumen que la partícula de que se trata. También se puede definir un diámetro en términos de un tipo específico de comportamiento de la partícula. Por ejemplo, se tienen otros dos diftmetros de mención frecuente: el diámetro de Stokes y el diámetro aerodinámico equivalente. El diámetro de Stokes, d 5 , es el diámetro de una esfera con la misma densidad de la partícula no esférica que cae libremente en un flujo laminar a la misma velocidad terminal que la partícula no esférica. El diámetro aerodinámico equivalente, dA se define de manera similar al diámetro de Stokes, excepto que se toma una esfera que tenga la densidad de 3 1 gfcm • Es posible definir otros tipos de diámetros. De aquí resulta que existe un cierto número de bases para los datos de la disq:·ibución de la masa y la eficiencia fraccionaria en términos del tipo específico de diámetro seleccionado para el análisis.

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Figura 5.4 Distribución hipotética de tamaños de una muestra de partículas.

1

208

PARTICULAS

tra dp, en el que se ha normalizado la curva. Esto es, en vez de trazar N(dp ), se traza el valor N(dp )/N. De aquí resulta que la ordenada va desde O a 1, en vez de O a N. La coordenada de d ha sido trazada de un modo lineal, y se ve que casi todas las partícufas tienen un diámetro característico menor de 20 ¡.¡.m en este caso. A pesar de que esta curva de distribución es de fundamental importancia, la segunda curva mostrada en la figura 5.4 es igualmente importante. Se determina del modo siguiente. Puesto que N(dp) es una función continua, tiene una derivada n(dp) con respecto a dp y que es

_ dN(dp) ( ) d dp

n ( dP ) -

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(5.2)

Por tanto, n(dp) es el número de partículas por intervalo diferencial unitario de tamaño de las partículas, es decir, el número de partículas por intervalo de tamaños, (dp) a (dp + d( dp) ). El parámetro n( dp) es de mucha utilidad en la caracterización de la distribución de las partículas, puesto que la magnitud n(dp )/N es la fracción de las partículas por intervalo diferencial del tamaño de las partículas. En la figura 5.4 se muestra una gráfica de n(dp) basado en la curva N(dp) que aparece en la misma figura. Nótese que la curva n(dp) también ha sido normalizada en la figura. Esta gráfica de n(dp )/N contra dp es muy valiosa, ya que representa la distribución de partículas necesaria para evaluar la eficiencia total de colección. No obstante, nótese que la ordenada de la figura se ha trazado como la fracción numérica (o por ciento) por intervalo unitario del tamaño de la partícula y no como sólo fracción numérica o por ciento. Se tienen entre n(dp) y N(dp) las relaciones obvias siguientes:

y

N(dp) = JdPn(dp)d(dp) o N=

lo

(5.3)

00

n(dp)d(dp)

( 5.4)

(A pesar de que el límite superior de la integral de la ecuación (5.4) y otras ecuaciones que aparecen a continuación es igual a infinito por conveniencia matemática, se reconoce que en la práctica existe un límite finito para el valor de dp ). Cualquier punto en la curva n(dp) representa el valor de la pendiente de la curva N(dp )/N para el mismo valor de dp. Además, el área de la faja vertical marcada d(dp) es una medida de la fracción de las partículas con un tamaño entre (dp) y (d + d(dp) ). Toda el área debajo de la curva ~(dp )/N es igual a la unídad, y el área a la izquierda de la faja en dp es la fracción del número total de partículas con un diámetro igual a o menor que dp. Se dispone de diversas técnicas para determinar la distribución de las partícu-

Ef'ICIENCIA DE COLECCION DE PARTICULAS

209

las según su tamaño. Algunas de ellas se comentan brevemente en el apéndice A, y otras descripciones se encuentran en la literatura (7 ,8). La magnitud n( dp ) se usa en la ecuación ( 5.4) para determinar el número de partículas N en una colección de partículas. Como un problema más generalizado, se requiere el conocimiento de n(dp) como una función de dp a fin de evaluar cualquier propiedad de la colección total. Sea Y cualquier propiedad que sea interesante, como el volumen o el área superficial de las partículas, e Y(dp) el valor de la propiedad para una partícula individual. Se supone que Y(dp) está distribuida de un modo continuo. Para todas las partículas en el intervalo de tamaños de dp a (dp + d(dp )), el valor de Y es Y(dp )n(dp )d(dp ). El valor total de Y para toda la colección se encuentra integrando esta expresión para todos los tamaños de las partículas, esto es,

Y=

looo Y(dp)n(dp) d(dp)

(5.5)

La ecuación (5.4) no es más que un caso especial de la ecuación (5.5), donde Y( dp) es igual a la unidad. Se usará ahora la ecuación ( 5. 5) para deducir una expresión general para la eficiencia total de colección por peso de cualquier colector. Si m(dp) es la masa de una partícula con un tamaño entre (dp) y (d + d(dp )), la masa total dentro de este intervalo de tamaño de partículas será m(dp )n(dp )d(dp ). La masa total de la colección de partículas será entonces

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(5.6)

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Además, si la eficiencia fraccionaria de colección dentro de este intervalo es 1/d, la masa colectada en este intervalo de tamaños será entonces r¡m(dp )n(dp )d(dp ). La masa total colectada es la integral de dicha magnitud, desde cero a infinito. Cuando se divide la integral entre la masa total, se obtiene la eficiencia total de colección, 1/o, m, basada en la masa. Por tanto

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(5.7) m(dp)n(dp) d(dp)

Esta expresión muestra la necesidad directa de tener expresiones para 1/d y n(dp) como una función de dp. Una vez que esté disponible esta información, se podrá, en principio, integrar la ecuación ( 5. 7) y determinar la eficiencia total de colección para dete1minado polvo y su colector. Se pueden deducir expresiones similares para la eficiencia total, basándose en el número, área superficial y volumen, por

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212 PARTICULAS

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Estas magnitudes se muestran en la figura 5.4. El diámetro modal se define como aquel diámetro en donde ocurre el mayor número de partículas. Se encuentra de la expresión matemática dn(dp)/d(dp) ==O, y, por tanto, es el punto máximo de la curva n(~p )/N. Igualmente, éste es también el punto de inflexión de la curva N(dp )/N. Se tienen dos valores medianos para los diámetros de las partículas que han demostrado ser útiles en los estudios de la contaminación; se trata del diámetro mediano del número (conteo) y el diámetro mediano de masa. Son especialmente útiles cuando las partículas son esencialmente esféricas. El diámetro mediano del número, dNM , es aquel diámetro para el que 50 por ciento de las partículas son mayores (o menores), por conteo, que dNM. Expresado de otra manera, el área bajo la curva n(dp )/N es la misma a ambos lados de la li'nea vertical que representa el valor mediano, teniendo cada área un valor igual a la mitad. El diámetro mediano de masa (volumen), dMM es aquel diámetro para el cual la masa de todas las partículas mayores de dMM constituye el 50 por ciento de la masa total. El tercer diámetro que se muestra en la figura 5.4 es el diámetro medio (o aritmético), dmcdio. El valor medio aritmético se encuentra, en general, por la suma de todos los valores de la variable, que luego se divide por la suma del número total de muestras. Para un sistema de distribución continua, el diámetro medio está dado por dmedio =

}loodpn(dp) d(dp) N 0

(5.11)

Matemáticamente, el centroide del área bajo la curva n(dp )/N está sobre la línea vertical que pasa por el dmedio. Como sucede con el diámetro mediano, existen diversos valores del diámetro medio, que dependen del tipo de diámetro que se considere. Cuál será el valor que se utilizará normalmente depende de la situación de diseño específico que se considere. Para un juego de diámetros de distribución discreta, el diámetro medio se encuentra por suma directa del número de partículas n¡(dp) que tienen un diámetro dp. Esto es, 1

dmedio= -

""'n.(d P ) d P

N..::... •

( 5.12)

donde la suma se realiza sobre todos los tamaños de las partículas discretas. Por tanto, los valores modales, medianos y medios de una distribución de partículas son tres medidas frecuentemente usadas para indicar la situación general de la distribución a lo largo de la coordenada del diámetro de un trazado similar al de la figura 5.4. Una vezque se hayan establecido dichos valores, es importante también tener alguna medida de la amplitud de la distribución. Esto es, qué cantidad del

213

DISTRIBUCION DE LAS PARTICULAS

área bajo la curva n(dp )/N está en los alrededores del valor medio. Una 2 medida de la amplitud o dispersión se llama la varianza, a • La raíz cuadrada positiva de la varianza es la desviación normal, a. Hablando en términos matemáticos la varianza está dada por

loo

(5.13)

l 2 a2 =N o (dp-dmcdio) n(dp)d(dp)

Esta magnitud se conoce también como el momento de inercia del área bajo la curva n(dp) con respecto a la línea vertical que pasa por dmedio ·

Los conceptos de diámetro medio y varianza o desviación normal son muy útiles en la deducción de expresiones matemáticas para n(dp )/N como una función de dp. Tales relaciones funcionales se podrían usar en la ecuación ( 5. 7) para facilitar la evaluación de la eficiencia total de colección de un dispositivo, y son por tanto, de mucha importancia. En cierto número de fenómenos industriales y naturales, la distribución de una variable aleatoria se acerca a una distribución "normal" o "gaussiana". (Véase capítulo 4, sccciún 4.3). Si una colccciún de partículas de polvo tiene una distribuciém normal, la curva de frecuencia de distribución parecerá similar a la que se muestra en la figura 5.5. La ecuación para la curva está dada por

n(dp)

1

= a(2'1T)J/2 exp

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(5.14)

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donde aparecen tanto el diámetro medio dm como la desviación normal a. Cuando una distribuci(m es gaussiana, los diámetros modales, medianos y medios son idénticos. A pesar de que algunas colecciones de partículas tienen aproximadamente una distribución normal de tamaños, no sucede así con la mayoría. La curva de frecuencia de distribución para las partículas la muestra la curva n(dp )/N indicada anteriormente en la figura 5.4. No obstante, se sabe por experiencia que muchas colecciones de partículas muestran una distribución normal cuando los datos de n(dp )/N se trazan contra log dp más bien que contra dp. Se dice que dichas colecciones tienen una distribución logarítmica normal. Cuando los datos de n(dp )/N de la figura 5.4 se trazan nuevamente contra el logaritmo del diámetro de la part!' cula, como se muestra en la figura 5.6, el perfil de la curva se acerca aún más estrechamente al de una distribuci(Jn gaussiana. Cuando se trazan los datos experimentales, habrá desviaciones del perfil gaussiano pero el ajuste no es peor que cualquier otra curva tehrica que se pudiera usar. Sea w =In dp.

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' 1'11' 215 DISTRIBUCION DE LAS PARTICULAS

214

PARTICULAS

Esto es, n(w) es una medida del número de partículas por intervalo unitario del tamaño d(ln dp ). Recuérdese que n(dp) = dN/d(dp ). La ecuación para la distribución de frecuencia que aparece en la figura

0.25 1

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5.6 en términos de w, es 2 1

n( w) = N

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n(dp)

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[ n(w)/N] dp

(5.16)

Figura 5.5 Una distribución normal del tamaño de las partículas. '

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0.25

En principio, se podría usar la ecuación (5.15) junto con la ecuación ( 5. 7) para determinar la eficiencia total de colección. Es muy importante el hecho de que la distribución representada por la ecuación ( 5.15) se trazará como una línea recta en papel logarítmico de probabilidad. Este tipo de gráfica requiere que el diámetro de la partícula se trace en una ordenada logarítmica y el por ciento del número acumulado se trace sobre una ordenada de probabilidad. Para determinar el por ciento acumulado se usa la relación

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(5.15)

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donde aw y Wm son la desviación normal y el valor medio de w, respectivamente, de los datos de n(w) mostrados en la figura 5.6. La relación entre n(dp) y n(w) es sencillamente

5 10 15 20 Diámetro de la partícula, dp• micrómetros i ¡,,

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w =In dP

Figura 5.6 Una distribución logarítmica normal de los tamaños de las partículas.

Otra manera de presentar los datos de la figura 5.6 es graficar n(w)/N contra w. Nótese que -esta gráfica en la figura 5.6 también parece tener una distribución normal. La magnitud n(w) se define como

n(w) = n(lndP)

dN d(In dP)

N(w) = N(dp) = _!_ N N 2

+ _!_erf[ ln(d/dg) 2

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(5.17)

donde ag = exp( aw) y dg = exp(wm ). El diámetro dg es la media geométrica de la distribución, mientras que dm es el diámetro medio aritmético. La notación erf indica la función de error. La función de error está tabulada en las tablas matemáticas normales, y un juego condensado aparece en el apéndice. También se traza en la figura 5.6 una curva que representa a la ecuación ( 5. 7). La figura 5. 7 es una gráfica logarítmica de probabilidad de los datos utilizados en la figura 5.6. La representación logarítmica normal resulta provechosa ya que su linearidad se presta para la fácil interpolación de valores, especialmente cuando se dispone solamente de datos experimentales limitados, sobre la distribución del tamaño de las partículas. Cuando se lec en la gráfica de probabilidad, el valor de dp para el valor acumulativo de 50 por ciento, es el diámetro medio geométrico dg para dicha muestra que se basa en el conteo de partículas. Para los datos de la figura 5. 7, el diámetro medio geométrico es de 4 um. La pendiente

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t.. 1¡'11 1

216

211 PARTICULAS

de la línea que representa los datos en la gráfica logarltmica de pro. habilidad es una medida de la desviación geométrica normal, ag. Se puede demostrar que la desviación geométrica normal se encuentra mediante esta ecuación: d84.I ag

d50

= -dso = -di5.9

1

,;¡:l;f

Cuando sólo se dispone de una cantidad limitada de datos experimentales para una muestra de partículas, y la distribución no es normal, es difícil relacionar de manera sencilla los diámetros de las partículas con el conteo de las mismas. No obstante, la experiencia muestra que muchas muestras de polvo son normales logarí tmicamente. Ajustando una línea recta a los datos, lo mejor que se pueda, sobre una gráfica logarítmica de probabilidad, se puede determinar dg y ag. (Nota: resulta muy típico que los datos en los extremos alto y ba-

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(S.l9) 2

(5.20)

El diámetro modal dmo para una gráfica de n(dp )/N contra dp, está dado por

z.

dmo = dg ( 1 + dam 2

)-1

(S.21)

El diámetro mediano de esta gráfica en el mismo que el diámetro mediano geométrico d¡; que ya se encontró en la gráfica logarítmica de probabilidad. Finalmente, sr notará que el comentario anterior para distribuciones numéricas se aplica también a las distribuciones de área y masa (por peso). Por ejemplo, algún equipo experimental podría clasificar una muestra de partículas a la fracción de masa de la muestra en un determinado intervalo de tamaños. Tales datos se pueden también trazar en papel logarítmico de probabilidad, y frecuentemente, los datos se pueden ajustar a una línea recta. En este caso, se traza el por ciento acumulado por peso, y dg o d5o es el diámetro medio geométrico basado en el peso más bien que en los números. De hecho, están

log dg,

1/r'"1-- -Número

V

30 50 70 20 40

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jo de la escala del diámetro se desviarán de una línea recta trazada a través del cuerpo principal de los datos). Se puede demostrar matemáticamente que estos valores de dg y ag están relacionados con el diámetro medio aritmético dm y con la desviación normal a de los datos numéricos originales, por la relación

(S.18)

donde d15.9, dso y ds4.I son los diámetros en la curva acumulativa donde los por cientos acumulativos son lS. 9, S O y 84.1 respectivamente. Para los datos de la figura S. 7, el valor de U..!i es l. 72.

,,

DISTRIBUCION DE LAS PARTICULAS

90

99 95 98

99.9 99.8

Por ciento acumulativo, menores del tamaño establecido

Figura 5. 7 Una gráfica de probabilidad logarítmica de una distribución hipotética de tamaños de una muestra de partículas.

masa=

log dg,

número

+ 3 log

2

Og·

(5.22)

Tanto las distribuciones numéricas como de masa tienen la misma desviación geométrica normal, Og- Por consiguiente, las líneas que representan las distribuciones numéricas y de masa en una gráfica logarítmica de probabilidad tienen la misma pendiente y son, por tanto, paralelas. También se muestra en la figura 5. 7 la distribución de masa, basándose en los mismos datos usados en las figuras 5A, 5.6 y 5. 7 para la distribución numérica. Para efectuar la conversión, se supuso una partícula de forma esférica. El diámetro medio geométrico basado en la masa es aproximadamente 9. 7, más bien que -±.0 basado en los números. El siguiente ejemplo suministra algunos de los detalles en el Gílculo de datos para las figuras 5.3, 5.6 y 5. 7.

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PARTICULAS

Ejemplo 5.2

5.5

Se analiza una muestra de partículas y se encuentra que tiene una distribución numérica (por conteo) en varios intervalos de diámetros, como aparece en las dos primeras columnas de la tabla siguiente. Determínense los valores de n(dp )/N y (mi)¡ para los intervalos de tamaños dados, y los valores del diámetro medio aritmético, la desviación normal y el diámetro modal.

Solución Los datos de la columna 3 se obtienen sumando los valores de la columna 2. Trazando luego los datos de las columnas 1 y 3 en papel logarítmico de probabilidad (véase la. figura 5. 7), se estima que == 4.0 y ag = l. 72. Con base en las ecuaciOnes ( 5.15) y (5.16) se calcu an los valores correspondientes de n(w)/N y n(dp )/N y se tabulan en las columnas 4 y 5. Estos datos se trazan también en la figura 5.6. La masa acumulada trazada en la figura 5.7, se determina por el hecho de que, para partículas esféricas, la fracción de masa es proporcional a la fracción numérica en un intervalo dado, multiplicada por el cubo del diámetro promedio en dicho intervalo. La columna 6 tiene datos que representan esta proporcionalidad y la columna 7 ha normalizado estos datos en una base porcentual. El por ciento acumulado por peso, que se utiliza en la figura 5. 7 no aparece en la tabla. Finalmente, el diámetro medio aritmético, la desviación normal y el diámetro modal se calculan por las ecuaciones (5.19), (5.20) y (5.21).

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VELOCIDAD TERMINAL O DE ASENTAMIENTO

VELOCIDAD TERMINAL O DE ASENTAMIENTO

Un método básico para remover las partículas consiste simplemente en el asentamiento por gravedad. Esta técnica se utiliza tanto por la naturaleza como por los diseñadores de equipo industrial. Hay un parámetro importante que determina su utilidad; se trata de la velocidad terminal o de asentamiento (rapidez) de una partícula, Vt. Se define como la velocidad descendente constante que alcanza la partícula en una dirección paralela al campo gravitacional terrestre, según sobrepase las fuerzas debidas a la flotación y la resistencia de fricción. (El tiempo necesario para alcanzar la velocidad terminal es extremadamente corto, y en general no se toma en cuenta). En términos de un equilibrio de fuerzas sobre una partícula se tiene, Fresistencia

+ Fnotación = Fgravitacional

La fuerza de la gravedad se puede sustituir por la segunda ley de Newton, o sea, F = ma = mpg. La fuerza de flotación es sencillamente igual al peso del fluido desplazado, que equivale al volumen del fluido multiplicado por su densidad y por la aceleración local de la gravedad. Usualmente la fuerza de resistencia está correlacionada con otras variables físicas por medio de un coeficiente de resistencia, CD. El equilibrio total de las fuerzas resulta ser entonces 2

PgA'V¡ Cv

2

dm = 4.0exp ( -0.294) = 4.63 p.m 2 a=

4.63[exp(0.294)

J,

t::.N(dp)/N

N(dp)/N

0-1 1-2 2-3 3-4 4-5 5-6 6-7 7-8 8-10 10-14 14-20

0.0053 0.0957 0.197 0.202 0.160 0.113 0.076 0.050 0.055 0.0355 0.0095

0.0053 0.101 0.298 0.500 0.660 0.773 0.849 0.899 0.954 0.9895 0.999

n(w)/N

0.028 0.325 0.639 0.736 0.676 0.556 0.432 0.325 0.1765 0.0510 0.0090

n(dp)/N

0.028 0.1625 0.213 0.184 0.135 0.0927 0.0617 0.0406 0.0177 0.0036 0.0005

-(m/);

o 0.32 3.76 6.77 14.58 18.80 20.87 21.09 40.10 61.34 46.67 234.3

+ mP

(m/);

o 0.0014 0.0160 0.0289 0.0622 0.0802 0.0891 0.0900 0.1711 0.2618 0.1992

V.=

(Pg) g-_ mpg

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ACvPpPg

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Pp

2mp g(pp -p) g [

1 •1'

1

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donde Pg es la densidad del fluido (atmosférica), Pp es la densidad de la partícula (evidente), vt es la velocidad terminal o de asentamiento, mp es la masa de la partícula, A es el área transversal frontal y g es la aceleración local de la gravedad. La solución general es, en términos de Vt,

-1P12 = 2.71 p.m

dmo = 4.0 [ 1 + (27lrJ-l = 2.98 p.m : 4 63 dP (¡¡.m)

219

,, .1

(5.23)

La evaluación final de esta expresión requiere una evidencia experimental adicional para CD, así como algunas aproximaciones apropiadas. Algunas de las dificultades asociadas con la ecuación (5.23) son bastante evidentes. La principal dificultad que se presenta es la deter· minación de CD. Está bien establecido en los estudios de la mecánica de fluidos que el coeficiente de resistencia es decididamente una función característica de la forma del objeto. El polvo de las partículas en suspensión puede tomar muchas formas, no sólo como resultado

~

,.220

PARTICULAS

de su proceso de formación sino también por la aglomeración posterior de las partículas en el polvo del escape o en la atmósfera. A fin de simplificar cualquier estudio inicial, es conveniente suponer partículas esféricas. Cualquier mejora adicional en el modelo requerirá evidencia experimental adicional. Para partículas esféricas, la ecuación ( 5.23) se convierte en V= t

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3pgCD

(5.24)

donde dp es el diámetro de la partícula. El coeficiente de resistencia para las partículas esféricas se obtiene fácilmente en la literatura, y se traza usualmente como una función del número de Reynolds. Re, que carece de dimensión. Por definición, Re = Pg Vdjp., donde d es una longitud característica como el diámetro, y p. es la viscosidad dinámica del fluido. Como la gráfica CD vs Re es una correlación experimental, no son posibles ecuaciones analíticas exactas que relacionen las dos variables, excepto en intervalos limitados de Re. La región del número de Reynolds entre 10- 4 y 0.5 se conoce como el régimen de Stokes o de flujo laminar. En este caso, la evidencia experimental para las esferas indica que CD

=

24 R_---;;

(flujo laminar, esferas)

(5.25)

Nótese también que en los estudios del aire atmosférico Pp ~ Pg. Estas dos condiciones permiten escribir la ecuación (5.24) para partículas esféricas, en la forma 2

11

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vt =

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4gd (p - p) [

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gdp Pp -IBtlg

(flujo laminar)

(5.26)

Esta expresión se conoce como la ley de Stokes. Hablando en términos generales, esta ecuación es muy exacta para partículas esféricas con diámetros menores de 50 ¡;.m y se usa frecuentemente con poco error para tamaños de partículas de hasta 100 ¡;.m o algo menor. Este intervalo de aproximadamente 1 a 100 ¡;.m es un intervalo importante de tamaños para los polvos industriales. Para partículas menores de aproximadamente 5 p.m, dp se acerca al recorrido o trayectoria libre media de las moléculas de gas en la atmósfera. Las partículas tienden ahora a deslizarse junto a las moléculas de gas, y la velocidad de asentamiento se hace mayor que la pronosticada por la ley de Stokes. Por debajo de este límite inferior, es necesario aplicar la corrección de

l VFLOCIDAD TERMINAL O DF ASENTAMIENTO

221

Cunningham a la ecuación (5.26). Este factor de corrección, Kc, está dado por (9),

Kc

=

1

[ ( -0.55d )] + 2;\ dP 1.257 + 0.400 exp A P

(5.27)

donde A es el recorrido libre medio de las moléculas en la fase gaseosa. Este valor está dado por (5.28) donde Um es la velocidad molecular media, p. es la viscosidad del gas, y p es la densidad del gas. Según la teoría cinética de los gases, Um está dada por

= [ 8RJ ]112

u m

(5.29)

'1TM

·~1 ¡

donde M es la masa molar o peso molecular del gas. A 25°C y 1 atm el valor de u m es de 46 7 mjs ( 1,5 30 piesjs) y A es 0.06 7 m. A esta misma presión y para partículas esféricas con un diámetro mayor de 1 ¡;.m, la corrección K e, está razonablemente aproximada por Kc

= 1+

9.73 x

w- 3 T 1; 2

donde dp está expresada en micrómetros y T en grados Kelvin. Con base en la ecuación (5.27), el factor de Cunningham aumenta rápidamente según disminuye el tamaño de la partícula, y se acerca al recorrido libre medio. Cuando dp es 1 O ¡;.m, la corrección es menor del 2 por ciento. No obstante, para una partícula de 1 ¡;.m de diámetro, el valor de V 1 será más de un 15 por ciento mayor que el valor de la ley de Stokes. La relación de V 1 para estos tamaños pequeños es (5.31)

V,= KcV,, Stokes

y se conoce como la ley de Stokes-Cunningham. En la región de transición entre el flujo laminar y el turbulento alrededor de una partícula esférica, la curva del coeficiente normal de resistencia, se puede modelar por medio de la ecuación

=

0.22 +

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(5.32)

PARTICULAS

222

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1.1111

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Esta ecuación para el flujo airededor de las esferas es válido para números de Reynolds desde 1 a 500. Cuando el número de Reynolds es mayor de 0.5 (o el tamaño de la partícula es apreciablemente mayor de 50 J.Lm), es conveniente utilizar directamente los datos experimentales de CD vs Re, a fin de evaluar vt contra dp para diversas densidades de la partícula, y luego presentar gráficamente los resultados. Esto se muestra en la figura 5.8 que cubre el intervalo de tamaños de las partículas desde 0.1 hasta 3,000 J.Lm en una gráfica log log. La velocidad terminal o de asentamiento varía entre 10- 3 y 10 3 cmfs. Para tamaños de partículas mayores de 30 J.Lm (o para números de Reynolds mayores de aproximadamente 0.1) se muestran cuatro curvas, para densidades de partículas de 1.0, 1.5, 2.0 y 3.0 g/cm 3 . (Para estas curvas, se deberán usar los ejes izquierdo y superior). La línea aislada que aparece a la derecha representa las regiones de flujo de StokesCunningham. Nótese que la línea de correlación es esencialmente recta entre los valores de Vt de 5 X 10- 3 y 1 cm/s, según lo pronostica la ley de Stokes para una gráfica log log. Por debajo de 5 X 10- 3 cmjs, la línea se curvea como resultado de la correlación de Cunningham. Esta línea es válida solamente para partículas esféricas con una densidad aparente de 1 g/cm 3 • En la ecuación (5.26) se ooserva que Vt es proporcional a p. Por tanto, la velocidad terminal en la región de Stokes, para otras densidades de las partículas se puede encontrar por la relación

223

VELOCIDAD TFRMINAL O DE ASENTAMIENTO 10

20

40

60

100

200

400

600

1000

3000 1.0 0.8

100' 800 60

0.6

40'

0.4

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donde el primer término a la derecha se encuentra directamente de la " figura 5.8. Se notará que la figura 5.8 es válida solamente para partículas esféricas que se asientan en el aire a la temperatura y presión ambientes.

2

0.002

Ejemplo 5.3

0.1

-¡: 'O

g Vt(para Pp )= Vt(para Pp de 1 gfcm 3 ) X Pp

(5.33)

A fin de ilustrar la evaluación de las velocidades terminales, supóngase

una partícula con densidad unitaria (1 gm/cm 3 ) y un diámetro de a) 1 O, b) 100, y e) 1,000 J.Lm. Estímese la velocidad en el aire ambiente, en centímetros por segundo. Estímese también el valor para una partícula de 10 J.Lm, cuando su densidad sea de 2 g/cm 3 •

Solución Las velocidades terminales se pueden leer directamente en la figura 5.8, en las unidades requeridas. Se tiene de esta figura, como una estimación,

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0.4 0.6 1.0 2 4 6 8 10 Dillmetro de las part(culas esféricas, dp, micrómetros

20

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0.001 JO

Figura 5.8 La velocidad terminal o de sedimentación de las partículas esféricas en el aire atmosférico, a la temperatura ambiente (densidad en gramos por centímetro cúbico)_

d p = 10 p.m, = 100 p.m, = 1000 p.m,

v; = 0.3 cm/s =25.5 cm/s

= 400cmfs

La velocidad para la partícula de 1 O J.Lm se puede encontrar también por la ley de Stokes. En condiciones ambientales, la viscosidad diná-

i

224

PARTICULAS

mica del agua es aproximadamente 0.045 lb/pie-h ó 0.06 7 kg/m ·h. Utilizando la ecuación ( 5. 26), se encuentra que V. t

=

gdp 2Pp

18¡.tg

= 9.8(10)2(1) (3.6 X 10-4) = 0.29 cmj 18(0.067)

'

S

El factor de 3.6 X 1 o- es un término que contiene cierta cantidad de conversiones unitarias. Se ve que esta respuesta está esencialmente de acuerdo con la que se encontró directamente de la figura. Para la partícula de 10 11m, el flujo es laminar. Por tanto, la velocidad para una densidad de 2 g/ cm es justamente el doble de la densidad unitaria. Nótese que esta relación no es válida para una partícula de 1,000 11m, que no se encuentra dentro de la región de Stokes. Para esta partícula de un tamaño mayor, la velocidad aumenta aproximadamente por un factor de 1.5 cuando se duplica la densidad, y no por un factor de 2. 4

1)

11

H,

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Los valores encontrados en este ejemplo tienen importancia dentro de un contexto de ingeniería. Si el asentamiento por gravedad ha de resultar un método eficiente para la remoción de partículas por medio de cualquier dispositivo, la velocidad de asentamiento debe ser alta en relación con la distancia de asentamiento. Para las velocidades encontradas previamente, y para una altura de 10 m, los tiempos de asentamiento para diámetros de partículas de 10, 100 y 1,000 J..Lm y una densidad de partícula de 1 g/cm 3 , serían de 3,300, 40 y 2.5 s. Por tanto, no importa cuál sea la densidad de las partículas con diámetros menores de 100 11m, no se asientan con rapidez en equipos de tamaño convencional. Por consiguiente, el asentamiento por gravedad no constituye un mecanismo efectivo de remoción para las partículas, a menos que, o bien, la mayoría de las partículas sean razonablemente grandes(> lOO 11m). o que se permita un gran intervalo.

5.6

DEPOSITACION DE PARTICULAS DE CHIMENEAS

En algunos procesos industriales, la materia particulada se genera, ya sea dentro de un sistema de flujo gaseoso (como, por ejemplo, un proceso de combustión) o en una planta para luego añadirla deliberadamente a un sistema de escape gaseoso. La cantidad de partículas que se puede descargar a la atmósfera, está reglamentada por ley para algunas industrias específicas (véase capítulo 2). En estos casos, se debe, en general, incluir algún tipo de dispositivo de control, dentro de la corriente de flujo a fin de mantener los niveles de emisión dentro de los límites establecidos. Aun con tales dispositivos de control, una pequeña porción del total de partículas en el gas de escape se

225

DEPOSITACION DE PARTICULAS DE CHIMENEAS

emitirá probablemente a la atmósfera. Por supuesto, en las industrias no controladas, la masa de materia sólida descargada puede ser extremadamente grande. A fin de planificar las normas de emisión, es importante tener en cuenta la capacidad de pronosticar la tasa de depositación de las partículas, a nivel del suelo, y a diversas distancias desde la fuente. Existen varios métodos para pronosticar la tasa de sedimentación de las partículas resultantes de las emisiones por chimeneas. Quizá el más convencional sea una modificación de la ecuación de Sutton utilizada para las emisiones gaseosas de las chimeneas, (véase capítulo 4 ). Este método supone una distribución de tipo gaussiano para el contaminante, en las direcciones de las coordenadas y y z. Los coeficientes de difusión de masa en estas dos direcciones de coordenadas, están correlacionadas en términos de las desviaciones normales ay y az, las que a su vez son funciones de las coordenadas especiales así como de la estabilidad atmosférica. Se ha demostrado en el capítulo 4 que una ecuación apropiada para la dispersión gaseosa desde una chimenea con altura equivalente H, y sin reflexión, está dada por

C(x,y,z,H) ="' Q 7TUO,/Jz

2 ~ -21[( -y )2 + (z-H) ]}

ex

(11}

(Jz 2

(4.11)

donde u es la velocidad promedio del viento (tomada en general en la parte superior de la chimenea) y Q es la tasa de emisión del contaminante gaseoso, en masa por tiempo unitario. Como se mencionó, la expresión "sin reflexión" es muy importante, puesto que, para las emisiones de partículas el terreno actúa como un sumidero para las partículas emitidas. Para las emisiones gaseosas, el terreno actúa como una superficie reflectora en la mayoría de los casos, y esta reflexión intensifica la concentración en la fase gaseosa del contaminante. Además de la corrección para amortiguar la reflexión, es necesario efectuar otra importante modificación en la ecuación de dispersión del tipo gaussiano. Los tipos de contaminantes gaseosos no se ven afectados por la fuerza de la gravedad. No obstante, el movimiento de las partículas sólidas está muy afectado por la gravedad así como por las fuerzas sobre el fluido asociadas con el movimiento atmosférico. Por tanto, la ecuación de dispersión debe manifestar estas fue'rzas. Esencialmente, el efecto de la gravedad sobre la dispersión de las partículas es hacer que la línea central de la emisión parezca inclinarse hacia abajo según la corriente de contaminante pasa más adelante en la dirección de la corriente. Comparada con la línea central de la pluma que es sensiblemente horizontal para las emisiones gaseosas, la pluma de las partículas parece inclinarse hacia abajo, con mayor prontitud.

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226

PARTICULAS

A causa de la gravedad, será necesario usar una corrección a la magnitud H en la ecuación de dispersión gaussiana para la depositación general de la materia particulada. La distancia a caí da libre de una partícula después que abandona la chimenea con una velocidad terminal Vt es simplemente Vtt, donde t es el tiempo que le toma a la corriente principal del contaminante para alcanzar una distancia x en la dirección del viento. El tiempo t se expresa también por xju. Por tanto, la distancia a caída libre que es necesario aplicar como corrección aH es Vtxfu. Esto equivale a desplazar la línea central de la distribución gaussiana en la dirección z hacia abajo, en una cantidad Vtxfu. Teniendo en cuenta de esta manera el efecto gravitacional, la concentración de las partículas en general, está dada por C=

Qp

2?TwVJz

exP [-_!{(JL)2+rz-(H-V,x/u)]2}] 2 ay az

(5.34)

(1

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~~H

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La concentración a nivel del suelo a lo largo de la línea central tiene un especial interés. Haciendo y= O y z =O, se encuentra que

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C(x, O, O, H)

QP

=

2 ?TU (Jy(Jz

~1'''

exp{ __!2 [ H- (V,x/u) ]2} O z

(5.35)

.....,¡,.

donde Qp es la tasa de emisión de las partículas. Típicamente, Qp se puede expresar en unidades tales como gramos por segundo, con ay y az en metros y u en metros por segundo. Qp se refiere a un tamaño específico de partícula con una velocidad terminal vt. En vez de evaluar la concentración e de las partículas en determinada situación, según está dada por la ecuación (5.35), es más apropiado expresar los resultados de la dispersión de las partículas en términos de la masa depositada por tiempo y área unitarios, w. A continuación se indica la relación entre e y w. de transporte de masa w -_tasa ------;-- -_(tasa volumétrica) ' (concentración) area

area

=(velocidad) (concentración)=

vte

Por tanto, la tasa de depositación de las partículas al nivel del suelo y a lo largo de la línea central de la chimenea se estin;:1 como

w

= QPV, 2?TUOy(Jz

exp{- _!2 [ H- (xV,ju) ]2) Oz

(5.36)

227

donde Qp está expresada típicamente en gramos por segundo, Vt y u están en metros por segundo, ay y az están en metros, y w está en gfm 2 ·s. Como la velocidad terminal Vt aparece en la ecuación (5.36), es obvio que el valor de w equivale a la tasa de depositación de una partícula de una densidad y diámetro medio dados. Para obtener una verdadera indicación de la tasa de depositación total desde una chimenea, se debe pasar la tasa de emisión total Q¡_, de acuerdo con las fracciones de masa de las partículas dentro de fas varias clases de tamaños. Otra fórmula para predecir la depositación del polvo de las chimeneas, ha sido deducida por Bosanquet y colaboradores (10); esta ecuación se ha comprobado experimentalmente comparándola con los datos obtenidos en las plantas de energía de Inglaterra. La tasa de depositación a lo largo del eje de la pluma, con base en los hallazgos de Bosanquet y colaboradores, (10) está dada por

H2 F( V,'!__) u H

w = 16.4QP

1111111'

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DFPOSITACION DE PARTICULAS DE CHIMENEAS

(5.37)

lii• 1

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j

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donde Qp se expresa en miligramos por segundo, H en metros y w en mg/m 2 ·h. El valor de la función F se obtiene de una gráfica con el parámetro adimensional xjH como la abscisa y el parámetro adimensional Vtfu como una serie de líneas paramétricas. Esta gráfica aparece en la figura 5.9. El valor de la función F varía aproximadamente desde 0.5 a 50, donde el intervalo superior tiene lugar para valores grandes de Vt y valores pequeños de x. Si se descargan partículas con tamaño uniforme desde una chimenea de altura equivalente H, a un viento de velocidad u conocida, la ecuación ( 5.3 7) permite entonces calcular directamente la tasa axial de depositación. Más generalmente, el polvo está compuesto por partículas con un intervalo de tamaños que llegan hasta varios cientos de micrómetros. En este caso se sugiere que se estime un valor medio de F para utilizarlo en la ecuación ( 5.3 7). Esto se efectúa dividiendo el intervalo total de partículas en varios grupos o grados. Por ejemplo, podría ser apropiado dividir el intervalo total de tamaños de las partículas en seis u ocho grupos. Será necesario determinar en cada grupo la fracción en peso de las partículas por medio de un método uniforme. Se determinaría entonces un valor F¡ para cada grupo de tamaños, para valores seleccionados de u, x y H. El valor medio requerido para F se encontraría por la suma de los productos de F¡ multiplicado por la fracción en peso de cada grupo.

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Sea H = 1.55 X 10- 2

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y G = (120- 0.0243x)

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2az 2

Los valores de ay y az, obtenidos de las figuras 4.6 y 4. 7, se indican

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1/ 11

12

( 120-

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en la tabulación.

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5 6 7 8 9 10 11 Distancia adimensional desde la chimenea. x/H

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2

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1.55 X lO -

13

14

Figura 5.9 Variación de la tasa de depositación de las partículas con la distancia desde las chimeneas, para diversos tamaños de las partículas. (FUENTE: C. H. Bosanquet, W. F. Carey y E. M. Halton. "Dust Deposition from Chimney Stacks." Proc. Ins. Mech. Engineers 162 (1950): 355.) .1

te 7.3 cmfs. Por tanto, V 1 = 0.073 m/s. La depositación en g/m ·s se obtiene empleando la ecuación (5.36). Luego

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Solución

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V

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Un polvo con una densidad de 1.5 g/cm 3 se descarga desde una chimenea con una altura efectiva de 120 m. La tasa de emisión de partículas es de 4 g/s para partículas con un diámetro de 40 J.l.m. La velocidad del viento es de 3 m/s y la estabilidad atmosférica es clase 2 D. a) Determínese la tasa de depositación en g/ m ·s para distancias en la dirección del viento desde 200 a 5,000 m. b) ¿A qué distancia en la dirección del viento ocurrirá la depositación máxima?

4(0.073) { 1 ( 120- (0.073x/3) ] exp - w= (2w )(3)a!pz 2 az

¡;::,() . /

0.10

0.04

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1.0J 0.80o

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Ejemplo 5.4

-

f---

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11~V

1.55

0.50J

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7/1

--~·111

··~ilt:i

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8 5

-

T ~X ~

229

DEPOSITACION DE PARTICULAS DE CHIMENEAS

t=:

1\

5•

2

PARTICULAS

15

X

ay

az

(m)

(m)

(m)

H

200 500 1000 1500 2000 3000 4000

18 40 75 110 160 210 290 350

8.5 19 31 40 55 70

1.01 X 10- 4 2.04 X 10- 5 5.67 X 10- 6 3.52 X 10- 6 1.76 X 10- 6 1.05 X 10 -a 6.36 X 10- 7 4.43 X 10- 7

5000

84

100

G

e-e

w (p.gjm2 · s)

91.7 16.1 4.77 2.18 0.843 0.226 0.037 o

1.50 X 10-40 1.01 X 10- 7 8.52 X 10- 3 1.13 x w- 1 4.31Xl0- 1 7.97 x w- 1 9.64 x w- 1 1.0

1.52 X 10 -3B 2.06 X 10- 6 4.83 x 1o- 2 3.98 X 10- 1 7.59 X 10- 1 8.37 X 10- 1 6.13 X 10- 1 4.43 x 1o- 1

b) En la tabla se puede ver que la tasa máxima de depositación ocu-

rre a una distancia de 3,000 m en la dirección del viento desde la chimenea.

!

'1

230

PARTICULAS

231

DISEÑO DE CAMPANAS Y DUCTOS

.

~~1

:1

,,

:¡

Ejemplo 5.5 Si la dirección y velocidad promedio del viento son constantes durante todo un día, ¿cuál será la tasa máxima de dcpositación diaria para la condición del ejemplo 5.4?

Solución

IJx 100 -y"

Para fines de evaluacion, se supone que la máxima depositación ocu- · rre a 3,000 m en la dirección del viento. Con base en esto,

:1''1

la depositación diaria

Los patrones de velocidad del aire que entran a un dueto circular, que represente una simple campana no son líneas radiales sino que están modificadas como se muestra en la figura 5.1 O. Las líneas de velocidad constante se dan como porcentaje de la velocidad del dueto. A continuación se presenta una ecuación que proporciona la velocidad aproximada, y que fue desarrollada por Dalle Valle ( 11 ),

8.37 X ¡o-1 g ( 8.64 X, 104 S) = 72,400 gjm2 m2·s d1a

Esta es una cantidad considerable y resultaría en una capa fácilmente visible sobre una superficie lisa.

0.1A

x2

1

(5.38)

donde Yx es un porcentaje de la velocidad del dueto en un punto x del eje del dueto; x es la distancia hacia afuera a lo largo del eje, a partir de la apertura, en pies; y A es el área de la apertura en pies cuadrados. Para aperturas cuadradas, redondas o rectangulares (relación 3: 1 entre la longitud y el ancho), Hemeon ( 12), recomienda la siguiente ecuación cuando el flujo en la campana no esté restringido. Qh

= V"(10x 2 +Ah)

(5.39a) 1

5.7

1

'i

1!

DISENO DE CAMPANAS Y DUCTOS

En general, la mayoría de los equipos de control de la contaminación del aire es más eficiente cuando maneja concentraciones más altas de contaminantes, siendo iguales todas las demás condiciones. Por tanto, un sistema de manejo del gas se debe diseñar para concentrar los contaminantes en el volumen de aire más pequeño posible. Esto tiene importancia, puesto que, con la exclusión del ventilador, el costo del equipo de control se basa principalmente en el volumen de gas por manejar y no en la cantidad de partículas que se ha de extraer. La reducción de las emisiones de contaminación del aire, por el control del proceso y del sistema, es una importante adición a la teoría de la purificación de los gases Al diseñar las campanas para el escape local, se trata de crear una velocidad controlada del aire que impida el escape de los contaminantes desde el área controlada al medio en general. La velocidad del aire que nada más supere los movimientos dispersivos del contaminante, más un adecuado factor de seguridad, se conoce como la "velocidad de control". Esta velocidad se ajusta para obtener la tasa de menor flujo de aire que proporcione resultados satisfactorios de control para un mínimo volumen de gas y la máxima carga de contaminante. La tasa de ventilación del escape debe sobrepasar la tasa de desplazamiento de aire creada por el proceso bajo control, o de otra manera inducido alrededor del mismo.

donde (hz es el volumen de aire que entra a la campana en pies cúbicos por minuto; Vx es la velocidad del aire en el punto x, en pies por minuto; x es la distancia a cualquier punto medida a lo largo del eje del dueto; y Ah es el área de la cara de la campana, en pies cuadrados. Cuando las campanas rectangulares están limitadas en uno de sus lados por una superficie plana como, por ejemplo, el piso, se considera que la campana tiene dos veces su tamaño real, por la adición de una imagen de espejo. La ecuación ( 5.39a) se convierte en

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1

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2

_ ( 10" + 2Ah) Qh- V" 2

(5.39b)

Los contaminantes del aire se pueden descargar en la atmósfera con una considerable velocidad en su punto de origen. Como la masa es normalmente pequeña, se pierde pronto la cantidad de movimiento y las partículas se capturan con facilidad. La posición de la partícula cuando su velocidad original ha sido reducida a aproximadamente cero se llama el punto nulo, como se ilustra en la figura 5.11. Si se proporciona una velocidad adecuada con respecto a la campana en el punto nulo más distante de la misma, la mayor parte de los contaminantes del aire se capturarán. Determinar lo que constituye una adecuada velocidad de control con respecto a la campana, depende de las corrientes de aire en la atmósfera. La experiencia ha demostrado que rara vez se puede tolerar una velocidad de menos de 100 piesfmin

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1!

232 PARTICULAS

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MECANISMOS DF C'OLEC'CION DE LAS PARTIC'ULAS ( - ......

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Distancia desde la abertura, pulgadas

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(30 m/min) en un punto nulo sin que ocurra una pérdida en la eficiencia de la campana . Sólo se han presentado en este capítulo los conceptos básicos del diseño de las campanas de extracción. Se podrá encontrar un extenso tratamiento del tema en la referencia (2). Los ventiladores, sopladores y compresores requeridos para hacer pasar los gases a través del sistema de ventilación se comentan en la literatura (2, 13).

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MECANISMOS DE COLECCION DE LAS PARTICULAS

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Los seis mecanismos disponibles para la colección de las partículas se pueden clasificar como de sedimentación por gravedad, impactación centrífuga, impactación por inercia, intercepción directa, difusión y los efectos electrostáticos. Uno o más de estos mecanismos son responsables de la remoción de las partículas en cualquiera de los dispositivos industriales de colección que se comentan en las secciones siguientes. Los fenómenos que implican las fuerzas gravitacionales, centrífugas y electrostáticas son bien conocidas por los ingenieros y científicos. No obstante, pudiera ser apropiado establecer en este punto las sutiles diferencias entre el impacto por inercia, la intercepción directa y la difusión. La figura 5.12 ilustra modelos sencillos de los tres mecanismos. Las partículas son arrastradas a aproximadamente la misma velocidad que la del gas en la tubería. Debido a su extrema ligereza, el gas se mueve en flujo laminar alrededor de cualquier objeto en su camino. Sin embargo, la partícula sólida con una masa mucho más pesada resiste los cambios de movimiento. Mientras mayor sea la partícula menor será su tendencia a cambiar de dirección. La impactación por inercia que se muestra en la figura 5.12a está asociada con las partículas relativamente grandes que viajan en una ruta de colisión con el interceptor. La inercia las mantiene en su recorrido, a pesar de que el gas y las partículas más pequeñas tienden a desviarse y pasar alrededor del interceptor.

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Distancia desde la abertura, pulgadas

Figura 5.1 O Líneas observadas de contorno de flujo y de flujo laminar en las aberturas circulares. Las líneas de contorno se expresan como porcentajes de la velocidad a la entrada. (FUENTE: NAPCA. Air Pollution Engineering Manual, No. 999-AP-40. Washington, D.C.: HEW, 1967.)

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234

PARTICULAS

(a)

La partlcula h contacto con el elemento.

Convergen las lineas de flujo

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

235

1

La aglomeración es otro mecanismo para mejorar la eficiencia de colección. Con esta técnica, se aumenta el tamaño promedio de la partícula, de manera que los colectores aguas abajo tengan una mejor oportunidad de remover el contaminante. A veces, las partículas se aglomeran simplemente por atracción intermolecular mutua, pero puede ser que se requiera a menudo una inducción externa, por , medio de dispositivos electrostáticos o ultrasónicos, a fin de producir la necesaria aglomeración. Uno o más de estos mecanismos son responsables de la remoción de las partículas en cualesquiera de los dispositivos industriales descritos en las secciones siguientes. Tratamientos más extensos de los dispositivos de purificación del gas en el caso de las partículas se presentan en la literatura (2, 5, 6, 13).

5.9

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

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Figura 5.12 Tres mecanismos para la eliminación mecánica de las partículas: a) impactación por inercia; b) intercepción directa; e) difusión. 1'

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En la intercepción directa, ilustrada en la figura 5.12b, algunas de las partículas más pequeñas, a pesar de que tienden a seguir el flujo laminar, pueden hacer contacto con el interceptor en el punto de mayor acercamiento. Esto ocurre debido a que las líneas de flujo laminar tienden a converger según el gas pasa alrededor del elemento, y el radio de la partícula es mayor que la distancia entre la línea de flujo laminar y el elemento. Finalmente, la colección por difusión se muestra en la figura 5.12c. En este caso, las partículas muy pequeñas (generalmente menores de l f..Lm) chocan contra el colector como resultado del movimiento browniano molecular aleatorio o difusión. Puede que sea necesario recubrir el interceptor con alguna sustancia que mejore la adhesión, o si no, las partículas de polvo pueden rebotar por el impacto y regresar a la corriente de gas. El recubrimiento reduce también la posibilidad de que las partículas que choquen después con el blanco puedan desprender partículas ya colectadas.

Es necesario determinar cierto número de factores antes de poder hacer una apropiada selección del equipo de colección. Entre los datos requeridos más importantes se encuentran los siguientes: las propiedades físicas y químicas de las partículas; el intervalo de la tasa de flujo volumétrico de la corriente del gas; el intervalo de las concentraciones de partículas que se podrían esperar (cargas de polvo); la temperatura y presión de la corriente de flujo; la humedad; la naturaleza de la fase gaseosa como por ejemplo las características corrosivas y de solubilidad); y la condición requerida por el efluente tratado. Este último elemento de información puede ser el más importante, ya que indica la eficiencia de colección que se ha de cumplir, ya sea por una sola pieza de equipo o varias operando en serie. En muchos casos, las consideraciones anteriores limitan al ingeniero a uno o dos tipos básicos de equipo. A continuación se presentan las cinco clases básicas de equipos de colección de partículas. l. 2. 3. 4. 5.

Cámaras de sedimentación por gravedad. Separadores ciclónicos (centrífugas). Colectores húmedos. Filtros de tela. Precipitadores electrostáticos.

Dentro de una clase de los dispositivos pueden llevar diferentes nombres descriptivos, basados en sus diferencias individuales de operación y construcción. Descripciones detalladas de los siguientes dispositivos se obtienen en la literatura así como de los fabricantes de los equipos.

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236

PARTICULAS

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Cámara de sedimentación por gravedad

Se puede emplear la fuerza gravitacional para remover las partículas en cámaras de sedimentación cuando la velocidad de sedimentación sea mayor de aproximadamente 25 piesfmin (13 cmfs). En general, esto se aplica a partículas mayores de 50 Jl.m, si la partícula tiene una baja densidad, y tan bajas como 1OJl.m si el material es razonablemente denso. Partículas todavía más pequeñas requerirían excesivas distancias de flujo, lo que llevaría a volúmenes excesivos de las cámaras. En la figura 5.13 se muestra una posible configuración de una cámara de sedimentación por gravedad. Para que una cámara impida el rearrastre de las partículas asentadas, la velocidad del gas deberá ser uniforme y relativamente baja -con toda seguridad menor de 10 piesfs (300 cmfs) y de preferencia menor de 1 pic/s (30 cmfs). Teóricamente, el tamaño mínimo de la partícula que se puede eliminar con un 100 por ciento de eficiencia, se puede determinar de la manera siguiente. Haciendo referencia a la figura 5.13, el tiempo requerido para que una partícula de tamaño dp caiga una distancia H, y escape en consecuencia de la corriente de gas, deberá ser igual o menor que el tiempo requerido para moverse horizontalmente una distancia L. Para el tamaño mínimo de la partícula que se pueda remover en un 100 por ciento, estos dos tiempos serán iguales. Por tanto, para el flujo uniforme del dueto sin mezcla macrosc.ópica será t

H

L

v;

V

=-

(5.40)

donde se supone que todas las partículas pasan por la cámara a la velocidad V del gas. Para incluir el diámetro de la partícula, dp, ahora es necesario relacionar dp con la velocidad Vt de sedimentación. Estas

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--------------L------------~

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1~

relaciones se presentaron en la sección 5.5 para varios regímenes de flujo. La figura 5.8 suministra una solución general para las partículas esféricas a la temperatura ambiente. Por tanto,

v;

= f(dp) =

VH

L =

Q

LW

(5.41)

donde Q es la tasa de flujo volumétrico y W es el ancho de la cámara. Conociendo V, H, L, Q y W se puede calcular Vt. Este último valor se utiliza entonces junto con la figura 5.8 (o las relaciones más generales de Vt) para encontrar el tamaño de la partícula con esta velocidad terminal. Este valor de dp deberá ser un cálculo aproximado del tamaño mínimo de la partícula retenida con una eficiencia de colección del 100 por ciento. Como una primera aproximación en la estimación del tamaño mínimo de la partícula con una separación del 100 por ciento, es frecuentemente aceptable emplear la ley de Stokes, según se da por la ecuación (5.26). (Recuérdese que la ley de Stokes no es normalmente válida cuando dp es mayor de aproximadamente 50 Jl.m). La sustitución de la ecuación ( 5. 26) en la ecuación ( 5.41) conduce a d . . p. mm

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112

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(5.42)

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No se ha tenido en cuenta en esta expresión el efecto de la densidad del gas Pg· Como es común, se debe utilizar un grupo coherente de unidades . En la ecuación (5.42) se ve que el tamaño mínimo de la partícula removida con una eficiencia del 100 por ciento, se hace menor reduciendo geométricamente el valor de HjL. Se puede úsar, más bien que una sola cámara baja y larga, una cámara corta y razonablemente alta; para ello se instalan placas deflectoras horizontales a través de la cámara, espaciadas unas cuantas püfgadas. Este dispositivo, que se puede obtener comercialmente, es en realidad un conjunto de cámaras de sedimentación por gravedad, conectadas en paralelo. A pesar de ser más eficiente, es de construcción más costosa y es más difícil de limpiar. Para tamaños de partículas por debajo de las suministradas por la ecuación ( 5.41) o ( 5.42), la eficiencia fraccionaria de colección para un tamaño dado de la partícula, dp, se puede estimar para el flujo uniforme del dueto por la relación 1Jd

Figura 5.13 Una cámara de sedimentación por gravedad.

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EQUIPO DF CONTROL DE PARTICULAS

=

v;L v;LW HV (100) = ~ (100)

(5.43)

donde fld está expresado en por ciento. Para las cámaras de sedimentación con deflectores horizontales, la ecuación correspondiente a la

'

238;

PARTICULAS

// ecuación ( 5.41) para el tamaño mínimo de la partícula con colección del 100 por ciento sería VH Q V:=-=--

(5.44) nL nLW donde n es el número de canales de flujo, o el número de deflectores horizontales, además de la superficie inferior. En este caso, la ecuación 'correspondiente para la eficiencia fraccionaria es 1

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nV¡LW( 100) ,.,.

(5.45)

La turbulencia dentro de la cámara de sedimentación causa desviaciones en la velocidad de sedimentación de la partícula y e~ dirección del flujo con respecto al modelo de dl.lcfc:L(l·~-=f'i:i:ijq :unifurme, sin mezcla macroscópica. También se deberá considerar el rearrastre del polvo que ya se encuentra en la superficie colectora. Se ha hallado, como una aproximación de ingeniería, que reducir la velocidad terminal de la partícula por un factor de 2, conduce a un mejor acuerdo entre la teoría y la práctica. Por tanto, los dos valores últimos en la ecuación ( 5.41) se deberán multiplicar por 2 si se desea un cálculo más conservador. De igual modo, el factor 18 en la ecuación (5.42) se podrá sustituir si se desea por un valor de 36. Finalmente, si se utiliza un enfoque conservador para evaluar el valor mínimo de la partícula con una eficiencia de colección de un 100 por ciento, la ecuación (5.43) para la eficiencia fraccionaria de colección se deberá también modificar por un factor de 2 en el denominador. Los mismos comentarios serán válidos al evaluar el funcionamiento de una cámara de sedimentación con deflectores horizontales. Nótese además que ya que las tasas de flujo del gas industrial no son a menudo constantes, la eficiencia global de una cámara de sedimentación aumenta con las cargas bajas y decrece con las sobrecargas.

EQUIPO DF CONTROL DF PARTICU LAS

239

El factor 36,000 en el denominador es un factor compuesto de conversión para hacer las unidades autoconsistentes. El mínimo diámetro que se encontró aquí para la eficiencia del 100 por ciento de eliminación es razonablemente bajo, ya que se ha seleccionado una densidad 3 bastante grande de la partícula. Para una densidad del 1 g/cm , el valor de dp sería de 60 ¡J.m. La discusión anterior introduce un factor de corrección de 2 en las ecuaciones desarrolladas para el flujo pistón a fin de tener en cuenta los efectos de la turbulencia en las verdaderas cámaras de sedimentación. Otro método es modelar el flujo como "bien mezclado" o "bien agitado", con una capa laminar adyacente a la bandeja de colección. Se supone que cualquier partícula que entre en esta capa será capturada y no regresará a la región turbulenta o de flujo bien mezclado. La suposición básica asociada con una región de flujo bien mezclado es que existe una distribución uniforme de las partículas, en la región turbulenta para todos los tamaños de partículas, no importa qué tan lejos corriente abajo se encuentre en la cámara. A fin de determinar la eficiencia de colección para el tamaño dp de una partícula dada, es necesario encontrar una relación para el número NP de partículas de tamaño dp que quedan en la corriente rlt gas para cualquier posición x en la cámara de asentamiento. La situación física está ilustraJá en la figura 5.14 para una longitud diferencial x de la cámara. Una zona turbulenta bien mezclada llena la mayor parte de la altura total H del canal, mientras que una subcapa laminar de espesor y* se encuentra a lu largo de la bandeja en el fondo. La longitud y ancho totales de la cámara de sedimentación son L y W, respectivamente. La fracción del número total de partículas de tamaño dp que llega a la capa laminar y que es, por tanto, eliminada de la corriente del flujo principal, mientras fluye a una distancia dx, es dNp/Np. El tiempo requerido para que el flujo principal recorra una distancia dx es simplemente dxj V. En este mismo intervalo, las partículas de tamaño dp caen al fondo con una

Ejemplo 5.6 ~. ll[

Estímese el valor de dp,mín para una cámara de sedimentación de 7 .O m de largo con una altura de 1.20 m y una velocidad del gas de 30 cmfs. La temperatura del aire es de 80°F y Pp es de 2.50 g/cm 3 •

-v

Solución 1

i

v,

l

H

La viscosidad del aire a esta temperatura es de 0.06 7 kgfm ·h. Empleando un factor de 36 en la ecuación ( 5.42), se halla que

1! 1/2

= [ 36(0.067)(1.2)(30) dp,m:n

9.8(7)(2.5)(36,000)

]

= 3 .75 x 10- 3 cm =

37.5~tm

Figura 5.14 Dibujo para la separacion de partículas en un colector por gravedad, para flujo turbulento.

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/. / ' 240

PARTICULAS

velocidad terminal Vt. La máxima distancia y en la dirección vertical que puede atravesar y llegar todavía a la subcapa laminar es t Vt. Por tanto, y/Vt = dxjV. Sólo con un sistema bien mezclado, la relación yjH será también la fracción de partículas que han llegado a la capa laminar y han sido, por lo tanto, eliminadas de la corriente principal del gas. En consecuencia,

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Np,L =

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V,L) Np.oexp (- VH

L

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LY¡W) 1-exp ( - Q il 1

SOY¡

50(0.15)

18m

Por comparación, la ecuación (5.--!8) da 0.90

V,L) VH

V,L \'H

= 1 - exp

V~ ( -VL)

( 5.4 7)

(5.48a) ( 5.48b)

donde Q es la tasa de flujo volumétrica. En el ejemplo 5. 7 se presenta una comparación de los resultados obtenidos cuando se utilizan las ecuaciones (5.43) y (5.45). Ejemplo 5.7 Determínese la longitud de un colector simple por gravedad, que se requiere para obtener una eficiencia de 90 por ciento al colectar partículas de 50 ¡.1m de diámetro y con una densidad de 2.0 g/cm 3 . La velocidad del volumen de gas es de 0.5 m/s y la cámara tiene una altura de 3m.

lnO.l = -2.:3().'3 . . VH

L

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= 90(3)(0.5)

o

donde el subíndice p, recuerda que esta ecuación se aplica al tamaño dp de una determinada partícula. El hecho de que Vt sea una función de dp pone también de relieve dicho punto. Finalmente, la eficiencia correctora fraccionaria fld para los tamaños de partículas entre dp y dp + d(dp) está dada por la relación Tld

obtiene

V¡x

--+lnC VH

Existen dos condiciones límite para esta ecuación, a saber, 1) para x = O, Np = Np,o y 2) para x = L, Np = Np,L. La sustitución de estos límites en la ecuación precedente da

'~~~~'"'

Supóngase que el gas es aire a la temperatura y presión normales. En la l'igura 5.8 se ve que la velocidad de sedimentación es de 15 cmfs o 0.15 mfs. Al sustituir los valores apropiados en la ecuación (5.43) se

(5.46)

Se ha incluido el signo negativo para explicar que el número de partículas disminuye con el aumento de x. La integración de la ecuación (5.46) conduce a lnN

Solución

L = r¡HV

dNP y V¡dx NP=H=-VH

241

1 QU 11'0 DL CONTROL DL l'i\RTICULi\~

2.3m~ =

2.303(0.5)(3) o. 15

=

23.3m

Las respuestas obtenidas por los dos métodos están razonablemente de acuerdo. Fn este caso en particular, las respuestas indican que quiZ:t sLTia com·cnientc que d cliseii.adur usara un cierto número de handejas dentro de la altura ele 3 m, a !'in de reducir la altura efectiva \. por tanto. reducir la longitud requerida, L. Por ejemplo, al instalar dos bandejas adicionales, de manera que la altura efectiva sea de 1 m, se rcducir~Í la longitud estimada requerida a cerca de 6 a 8 m. Las caractcrlsticas básicas de las cámaras de sedimentación por ¡',ra\-cdacl incluyen: 1) muy bajo costo de energía, 2) bajo costo de man lenimien to, 3) bajo costo de instalación, 4) excelente con fiabilidad, 5) muy grandes dimensiones físicas y 6) eficiencia colectora baja o muy baja. Este úlLimo renglón es particularmente cierto cuando la carga de polvo contiene cantidades considerables de partículas con tamaiios que oscilan entre finos y medianos. Como resultado de ello las cámaras de sedimentación se usan principalmente para permitir una limpieza previa económica de las partículas gruesas presentes en una corriente gaseosa. Esta limpieza previa o de purificaciún es especialmente provechosa en el caso de cargas de polvo muy altas o la presencia de partículas extremadamente gruesas podrían pasar a un colector situado corriente abajo y en serie con la cámara de sedimentación. A pesar de que se pueden fabricar cámaras de casi cualquier material, no se utilizan con mucha frecuencia debido a la necesidad de grandes espacios.

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5.9.B

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Gas purificado

PARTICULAS

Separadores ciclónicos

Los separadores ciclónicos son dispositivos purificadores del gas que emplean una fuerza centrífuga generada haciendo girar una corriente de gas con el fin de separar las partículas (sólidas o líquidas) del gas que las transporta. La unidad separadora puede ser una sola cámara grande, unas cuantas cámaras tubulares, en paralelo o en serie, o una unidad dinámica similar a un soplador. Las unidades en paralelo suministran un aumento en. la capacidad volumétrica, mientras que las unidades en serie proporcionan un aumento en la eficiencia de remoción. Existen dos clases principales de separadores ciclónicos: los tipos de paletas axiales, y los de involu tas. La única diferencia que existe entre los dos se basa e~ el método de introducción del gas dentro del casco cilíndrico con el propósito de impartirle un movimiento giratorio que sea suficiente. En el simple separador ciclónico seco, mostrado en la figura 5.15a, se obtiene el movimiento circular por medio de una entrada tangencial del gas. El pasaje de entrada de involuta rectangular tiene su pared interior tangente al cilindro, y la entrada ha sido diseñada para que se incorpore gradualmente con una involuta de 180 grados. La figura 5.15b muestra un ciclón de paletas axiales. En este caso, el movimiento ciclónico se imparte por un anillo de paletas al gas impuro que desciende gradualmente. En cualesquiera de los casos, la operación depende de la tendencia (inercia) de las partículas a moverse en una línea recta cuando se cambia la dirección de la corriente de gas. La fuerza centrífuga debida a una alta tasa de rotación, ~anza las partículas de gas contra las paredes externas del cilindro y del cono. Las partículas resbalan por las paredes hasta llegar a la tolva de almacenamiento. El gas gradualmente purificado invierte su espiral descendente y forma una espiral de dimensiones menores. Un tubo alimentador del vórtice que se extiende hacia abajo dentro del cilindro ayuda a dirigir el vórtice interno fuera del dispositivo. Por lo general, el separador ciclónico se utiliza para eliminar partículas con tamaño de 10 ¡..Lm o mayor. No obstante, los ciclones convencionales rara vez remueven partículas con una eficiencia mayor del 90 por ciento, a menos que la partícula tenga un diámetro de 25 ¡..Lm o mayor. Existen ciclones de alta eficiencia, que son efectivos hasta con partículas de 5 ¡..Lm. N o importa cuál sea el diseño, la eficiencia fraccionaria de remoción de cualquier ciclón cae rápidamente más allá de un cierto tamaño de la partícula. Esto se ilustra en la figura 5.16, que muestra curvas típicas para varios equipos. Un diseño de alto volumen sacrifica la eficiencia para obtener tasas colectoras altas. Se podría utilizar como un limpiador preliminar para remover las partículas grandes antes de que el gas pase a través de otra pieza del equipo colector. Las eficiencias globales representativas de los

Gases purificados Localizador del vórtice

Entrada rectangular

Remolino

Núcleo del vórtice Vórtice principal

1

·~ ----=-'--

~

"-?"1=t=- Mamparas

(a)

A la tolva de almacenamiento almacenamiento Separador ciclónico de involuta

1

1'

Separador centrífugo de mamparas axiales (ciclónico)

¡

Figura 5.15 a) Dibujos de los separadores ciclónicos. b) Separadores ciclónicos de tubos múltiples. (Cortesía de Research-Cottrell, lnc., Bound Brook, N. J.) 243

244

PARTICULAS

245

FQU 11'0 DI·: CONTROL DL PARTICULAS

entrar al vórtice interno y pasar hacia arriba con dirección a la salida del ciclón. El valor de Ne está dado, como una aproximación, por la

B

e Q) ·¡:;

fórmula

oc.

Ne =

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(5.49)

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1

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1 ~

1

1

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1

1 100

Tamaño de la part(cula, micrómetros

f*~

,.. ,~1·

Figura 5.16 La eficiencia colectora fraccionaria como una función del tamaño de la partícula para varios tipos de ciclones.

1.

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1~1 ·' ijl.,l !.l ,, ~-

donde L es la altura del cilindro superior principal, L 2 es la altura 1 del cono inferior, y Hes la altura de la entrada rectangular a través de la cual entra el gas no purificado. Se supondrá que las partículas están uniformemente distribuidas a la entrada del ciclón. Para que los polvos de cualquier diámetro dado, dp, se puedan recoger con 1 00 por ciento de eficiencia, todas las partículas de dicho tamaño que entran en el radio interior, R;, del ciclón, deberán ser arrojadas por la fuerza centrífuga contra la pared exterior de radio Ro, antes de que se completen las Ne revoluciones. Es obvio que todas las partículas de tamaño dp que entran en algún radio intermedio, R (entre R; y Ro) también se recogerían con 100 por ciento de eficiencia. Para cualquier tamaño, que no se recogerá completamente en Ne revoluciones, sólo se recogerán completamente aquellas partículas que se encuentren dentro de la distancia R - R*. R* es el radio mínimo con el que las partículas 0 llegan a la pared exterior durante las Ne revoluciones. Por tanto, la eficiencia colectora fraccionaria se puede expresar en general como

.

ciclones se presentan en la tabla 5.7. Un ciclón determinado puede encontrarse en más de una clase, dependiendo del tamaño de la partícula que se recoge, y del modo de operación. Las principales variables que afectan la eficiencia colectora fraccionaria se pueden determinar por el simple modelo que se representa a continuación. Según el gas cargado de polvo entra el ciclón, gira N,. revoluciones en el vórtice externo principal (ver figura 5.15) antes de

Tabla 5. 7 Eficiencia colectora global de los ciclones.

Tamaño de la partícula (JJ.m)

<5 5-20 15-50 > 40

Ciclones convencionales

<so 50-80 80-95 95-99

Ciclones de alta eficiencia 50-80 80--95 95-99 95-99

FUENTE: A. C. Stern, 1'. D. Bush y K. J. Kaplan. Cyclonl' /Ju.\"t Colectors, Nueva York: American Pctroi<"um lnslitutc, 1955 ( 14).

11d

=

R 0 -R* R o - R;

(5.50)

La magnitud (Ro - R;) es también el ancho W de la entrada rectangular del ciclón. Deduciendo una expresión para R 0 - R*, se puede obtener una ecuación para la eficiencia colectora fraccionaria. La distancia R 0 - R* está directamente relacionada con el producto de multiplicar la velocidad de la partícula normal al flujo del gas por el tiempo en que el gas permanece en el vórtice exterior. La velocidad normal (radial) se encuentra igualando las fuerzas centrífugas y de arrastre en la dirección radial, y no teniendo en cuenta el efecto de la gravedad. Se supondrá como modelo para el movimiento de la partícula, el flujo de Stokes. Para una partícula esférica, el balance de fuerzas da por resultado la ecuación,

37TdP~Vn = Pp( 1rd;

V~ ) 2

3 )(

o

V = n

p' d _P

2v. 2 p

t

l8~R

(5.51)

111 ii

246

PARTICULAS

donde Vn y Vt son las velocidades, normal (o radial) y tangencial de la partícula. En la práctica, Vt es una función de R. Como una suposición simplificadora, se tomará vt como la velocidad de entrada del gas, Vg, y R como un radio promedio entre Ro y R¡. Además, si Vn es esencialmente constante para una partícula según se mueve hacia afuera, se tiene entonces que Vn =(Ro- R*)ftlt, como ya se comentó. Por tanto,

FQU 11'0 DF CONTROL DF PARTICULAS ..

100

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Q)

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V

50

"

e Q) ·¡;

Ro- R* =

~

Pero el tiempo en que una partícula perma11ece en el vórtice externo está dado también por

V

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". ¡·.

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donde Ne es nuevamente el número de vueltas o revoluciones efectivas. Eliminando tlt de estas dos expresiones, se encuentra que

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La sustitución de esta expresión en la ecuación (5.50) para la eficiencia colectora fraccionaria, da 7TNeppdp 2~

¡::;

Tld

=

9/LW

1

V

,/

0.3 0.4 0.5

1

2

3

4

o

5

Relación entre el tamaño de las partrculas, dpldp.SO

Figura 5.17 Relación de la eficiencia del ciclón contra el tamaño de la partícula. (FUENTE: C. E. Lapple. "Processes Use Many Collection Types." Chem. Eng. 58 (mayo de 1951): 145.)

_ _ _e !l.t = 21rRN

'".,

20

/

/

30

Q)

o " -~

...-

/

.; 40

o t;

247

$0

'"' _l \p '( d 2Q ...,-,-.' 11 1\'-!~~~ ~T5.53) ¡,'·'-\. L.t·

1rNePp p

donde Q es la tasa de flujo volumétrico. La ecuación ( 5.53) establece las variables que influyen en la eficiencia colectora. Sin embargo, esta ecuación presenta una importante deficiencia. Para una geometría y un flujo dados, T'ld varía proporcio2 nalmente a dp , y hay un valor definido de dp, más allá del cual la eficiencia es siempre lOO por ciento. No obstante, la experiencia experimental dictamina que la eficiencia fraccionaria aumenta de un modo algo exponencial con el aumento de dp. Esto es, no existe un pronunciado corte en la curva de eficiencia. Para evitar este problema, varios au tares han deducido ecuaciones ( 11) que relacionan el tamaño de la partícula recogida, que tiene una eficiencia del 50 por ciento, con otros parámetros de interés. Lapple (15) ha deducido una ecua· ción empírica para la eficiencia colectora, basándose en la ecuación ( 5.53 ), y en el tamaño de corte de la partícula dp, 50 . Si se hace 1'/d

j igual a 0.5 en la ecuación precedente, y se resuelve para dp, se tiene entonces d

50

P·

=

l/2 9/LW [ 27TNeVgPp ]

=[

9/LW 2H ll/2 21rNeppQ

.1~

(5.54)

donde todos los términos se han definido previamente, y dp, 5 o es el tamaño de la partícula recogida con 50 por ciento de eficiencia. Las unidades de esta ecuación deberán ser internamente coherentes. Lapple correlacionó entonces datos de ciclones con proporciones similares y presentó los resultados en la curva generalizada que aparece como la figura 5.17. Esta curva se correlaciona mejor para ciclones de "proporciones normales". En la tabla 5.8 se presentan las proporciones de un ciclón normal en términos del diámetro exterior, Do. La importancia de la curva de la figura 5.17 estriba en que la curva de eficiencia fraccionaria se acerca al valor del 100 por ciento de manera asintótica, más bien con el abrupto corte pronosticado por la simple

Longitud del cilindro Longitud del cono Altura de la entrada Ancho de la entrada Diámetro del cilindro de salida Diámetro de la salida del polvo

L

¡

=='!.Do

L2 == 2D 0 H==D 0 /2 W==D 0 f4 De ==D 0 /2

Dd == D 0 /4

i

248

l't\RTICULAS

teoría desarrollada previamente. A pesar de que la correlación de Lapple se basa en datos experimentales, algunas de las curvas de los fabricantes de ciclones muestran una eficiencia ligeramente menor que la que aparece en los trabajos de Lapple para valores de dp/dp, 50 , mayores de la unidad.

Ejemplo 5.8 Se diseña un ciclón con un ancho de entrada de 12.0 cm y cuatro giros efectivos. La velocidad del gas a la entrada ha de ser de 15.0 m/s, y la densidad de la partícula es de l. 70 g/cm 3 . Estímese el tamaño de la partícula que se recogerá con 50 por ciento de eficiencia, si el gas es aire y su temperatura es de 350°K.

Solución El tamaño de la partícula con una eficiencia colectora fraccionaria del 50 por ciento, se puede estimar utilizando la ecuación (5.54). Se supone despreciable la densidad del gas cuando se le compara con la densidad de la partícula. En el apéndice B se indica que la viscosidad del aire a 350°K es de 0.0748 kg/m·h. Al sustituir los valores apropiados en la ecuación (5.16), se obtiene d

= [

p.so

9(12.0 cm)(0.0748 kg/m ·h) X 103 g/kg ] 112 2?T(4)(15.0 m/s)(l.70 g/em3 ) (10 4 cm 2/m2 )(3600 s/h)

= (3.50 X

10-

7

cm2 ) 112

= 5.92

X

l0- 4

em = 5.92{Lm

fuerza centrífuga

17col e x : - - - - - - - - - - - ex:

fuerza de arrastre

VpPpdp R¡.;.g

la temperaLUra). La ecuación (5.55) muestra de una manera muy clara por qué las partículas pequeñas no son eficientemente capturadas, ya que la eficiencia está relacionada con el cuadrado del diámetro de la partícula. Además, se observa experimentalmente que la eficiencia también aumenta con el aumento en la longitud del cuerpo del ciclón (o número de las revoluciones del vórtice) y la cantidad de carga de polvo. La lisura de la pared interior del ciclón es otro importante parámetro, ya que se debe evitar la turbulencia en las cercanías de la pared. Finalmente, la relación anterior indica que los ciclones de diámetro pequeño son más eficientes que los ciclones de diámetro grande, pero esto es cierto solamente para una reunión de ciclones cuyas razones de dimensiones físicas estén fijas. Cambiando ciertas dimensiones, un ciclón de diámetro grande se puede hacer más eficiente que uno de diámetro pequeño. ;\lo obstante, el aumento en la eficiencia significará un aumento de el tamaño total para la misma tasa de flujo, o un aumento en la caída de presión, o ambos. Este intercambio es extremadamente importante, ya que ilustra una dicotomía o contradicción básica en el diseño de los ciclones. Se debe efectuar un ajuste entre la eficiencia colectora y la pérdida de presión. Por supuesto, la caída de presión está relacionada, con el gasto de energía. En general, las más altas eficiencias colectoras están relacionadas con más altas pérdidas de presión. Esto es fácil de entender cuando las ecuaciones empíricas de la pérdida de presión se comparan con una relación de eficiencias como, por ejemplo, la ccuaci(m (5.55). Una de estas relaciones (6) es tlP

Este valor es bastante típico de un ciclón, e mdica que sólo partículas con diámetros mayores de aproximadamente 1 O ¡.;.m se recogerán de una manera efectiva en este caso. En resumen, se encuentra que la eficiencia colectora de un ciclón aumenta con el incremento en el término de la derecha que se halló en la ecuación (5.55 ), a saber, 2

(5.55)

Luego, como una primera aproximación, la eficiencia colectora aumenta con el aumento de la velocidad de entrada o tangencial, la densidad de la partícula, y el diámetro de la misma; se observa que disminuye con el aumento en la viscosidad del gas portador y el di;ímetro del ciclón. (Recuérdese que la viscosidad del gas aumenta con

249

1 QUIPO DI CONTROL DI 1',\RTICULAS

KQ 2 Ppg

=

--T-----"-

1

.,.

(5.56)

donde D.P es la caí da de presión, en pulgadas de agua; Q es la tasa de flujo volumétrico del gas, en pies cúbicos por minuto: P y T son la presión y la temperatura del gas, en atmósferas y grados Rankine, respectivamente; Pg es la densidad del gas, en libras por pie cúbico; y K es el factor empírico de diseiio, como se indica en la tabla 5.9. El factor K contra el diámetro del ciclón es una línea recta en una gráfica trazada en papel log log. Si el 'gas portador es el aire, la ecuación se puede simplificar en la forma ().P = 39.7KQzpz

yz

(5.5 7)

donde las unidades son las mismas de antes. Como la velocidad del gas está directamente relacionada con Q, la caída de presión aumenta

:lil' 11: 1

1

'!""

250

~

251 PARTICULAS

Tabla 5.9 Parámetro K de la caída de presión contra el diámetro del ciclón. Diámetro del ciclón (pulg) K

20 10-4

16 10-3

8.1 10-2

FQU IPO DE CONTROL DE PARTICULAS

Para tasa constante de flujo de gas, la eficiencia y la viscosidad del gas están relacionadas por

4.4

10-1

100 -r¡a = 100 -r¡b

r.

~· 11"'···1,

~..::;

~·11

··'

~,,

,¡.

¡,

proporcionalmente al cuadrado de la velocidad, como era de esperarse. Si la velocidad inicial de la partícula se toma como igual a la velocidad del gas, la ecuación ( 5. 55) indicará que la eficiencia colectora es directamente proporcional a la velocidad del gas. Por consiguiente tanto la eficiencia colectora como la pérdida de presión están ligadas directamente a la velocidad o la tasa volumétrica en determinado dispositivo. Para los ciclones simples, la caída de presión varía desde 0.5 a 2 pulg de agua, mientras que los ciclones de alta eficiencia pueden experimentar pérdidas de 2 a 5 pulg de agua (1 pulgada de agua= 2.5 m bar). Son bastante comunes los ciclones con tamaños de 6, 8, 9, y 10 pulgadas ( 15 a 25 cm). Las velocidades típicas de entrada son de 50 a 60 pie/s ( 15 a 20 m/s), con tasas volumétricas de 500 a 1,000 pies 3 /m in (15 a 30m 3 /min) por tubo. (Sin embargo, se pueden obtener ciclones rle una sola involuta, con capacidades que varían de 30 a 30,000 pie 3 /min). La ausencia de partes móviles confiere a los ciclones gran confiabilidad unida a gran ·simplicidad, especialmente con tubos de patrón normal. Es el menos costoso de todos los colectores de partículas del tipo de alta eficiencia. El tipo de colector de paletas axiales tiene desventajas que incluyen la erosión de las paletas (especialmente con polvos abrasivos) y posible bloquen de los pasajes entre las paletas. Una de las principales desventajas de los ciclones de involuta es que el tamaño y el costo aumentan según aumente la eficiencia requerida. Por ello, un ciclón de paletas axiales es por lo general la primera selección si sus características de operación se ajustan a los requerimientos. Otros refinamientos son posibles dentro de las dos clases de ciclones de paletas axiales y de involuta. A menudo es necesario estimar el funcionamiento de los colectores ciclónicos cuando operen en condiciones fuera de diseño. Cuando estén disponibles se deben usar las curvas de funcionamiento para colectores específicos. N o obstante, se cuenta con las siguientes relaciones aproximadas, con fines de estimación (13). Para tasa de flujo variable, lOO- 11a

100- 11b

(~: r~

(5.58)

(P. a )

05 '

(5.59)

P.b

Para variaciones en la densidad del gas, 100 - Tia 100- Tlb

= ( P, -

Pgb ) P,- Pga

05 ·

(5.60)

Para cambios moderados en las cargas de partículas del gas, 0 183

100 =Tia = ( cbi ) 100 Tlb cai

'

(5.61)

donde, para las condiciones de operación a y b, r¡ es la eficiencia colectora, en por ciento en peso; Q es la tasa volumétrica de flujo; /J. es la viscosidad del gas; Pp es la densidad de la partícula; Pg es la densidad del gas; y C es la concentración de las partículas, en masa por volumen unitario. El último tipo de separador ciclónico que se considerará en este lugar es el precipitador dinámico. También aquí se basa la colección de las partíc'ulas en el uso de fuerzas centrífugas, generadas esta vez por un impulsor rotatorio. La rotación de los álabes del impulsor centrífugo tipo turbina aspira axialmente el gas impuro y la gira 90 grados, de manera que fluye radialmente hacia el exterior, como se muestra en la figura 5.18. Para la misma capacidad, un dispositivo de este tipo puede desarrollar una fuerza de hasta siete veces mayor que la de un ciclón convencional. Las partículas de polvo son expul· sadas hacia afuera y se recogen en un circuito secundario de aire en la periferia externa del dispositivo. Como dicho dispositivo actúa también como un ventilador centrífugo o primer móvil, no hay caída de presión asociada con el dispositivo. No obstante, la aplicación de energía será mayor que con un simple ventilador centrífugo (sin colección de partículas) de la misma capacidad. Al ser especialmente útil en la colección de partículas finas, este tipo de equipo tiene mucho uso en las industrias alimentarias, farmacéuticas y madereras. Los costos de compra, instalación y operación de los ciclones para la remoción de polvo, dependen, entre otros factores del producto volumétrico. Durante 19 79, el costo de fabricación para un diseño normal dentro del rango de los 100,000 pie 3 fmin, tenía una variación típica de $0.25 a $2.00/pie3 (actual)/min, donde la instalación aii.ade un 100 por ciento adicional al costo. Para unidades pequeñas, con capacida·

J

252

PARTICULAS

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.....

l. Lavadores de cámaras de aspersión (con o sin placas de choque). 2. Lavadores ciclónicos (ciclones húmedos) . 3. Lavadores venturi.

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Figura 5.18 Dibujo de un precipitador dinámico. (FUENTE: Air Pollution Manual Part ll- "Control Equipmcnt." Detroit, Mi ch.: American Industrial Hygiene Assoc., 1968.)

~~j¡¡: ~,~,

"•

1

c1"es entre l ,000 a 5,000 pie 3 /min, los costos iniciales pueden llegar al

doble de los mayores tamaños ya citados. Los precios varían también según se prevea un trabajo ligero o un trabajo pesado, y si hay condiciones especiales de operación. Se podrá encontrar más información acerca de los colectores ciclónicos y descripciones de precipitadores dinámicos en las referencias (2, 5, 6, 13, 14, y 16). 5.9.C

253

i·.QU 11'0 DI· CONTROL DI Pi\RTICULi\S

Colectores húmedos

En un colector húmedo, se utiliza un líquido, por lo general agua, para capturar las partículas o para aumentar el tamaño de los aerosoles. En cualesquiera de los dos casos, el tamaño aumentado resultante facilita la remoción del contaminante de la corriente de gas. Partículas finas, tanto líquidas como sólidas, que varían entre 0.1 y 20 Jlm, se pueden remover de un modo efectivo de una corriente de gas, por medio de colectores húmedos. El mecanismo utilizado en el equipo de remoción puede ser cualquiera de los tratados en la sección 5.8. No obstante, el fin primordial del dispositivo deberá ser la adecuada dispersión de la fase líquida a fin de obtener un buen contacto entre la fase de las partículas (o de aerosol) y la fase líquida. Se venden industrialmente muchas distribuciones diferentes de los equipos básicos. Para simplificar la presentación del tema se limitará a tres tipos principales de colectores húmedos, a saber:

Se podrían añadir a la lista las torres empacadas, pero éstas se utilizan principalmente para absorción de gases. En algunos casos se utilizan con el doble propósito de remover los contaminantes tanto gaseosos como partículas. Los colectores húmedos ofrecen ciertas desventajas que no se encuentran en los equipos secos. Uno de los principales problemas es manipular y disponer de los lodos húmedos que son un producto inherente del proceso. No obstante, en algunas aplicaciones, podrá ser más fácil manejar los lodos que el polvo seco. Si el equipo está instalado en el ambiente natural, se deberá considerar el problema de la congelación en tiempo frío. La presencia del agua tiende a aumentar la 1 corrosividad de los materiales. Finalmente, a fin de alcanzar eficiencias altas d·c colección para las partículas finas, se requiere una buena dispersión de la fase líquida, y esto requiere a su vez un consumo de energía relativamente alto. A pesar de que uno o más mecanismos colectores se pueden usar dentro de la variedad de los equipos colectores húmedos, el principal requerimiento de cualesquiera de estos dispositivos es la manera de iniciar el impacto o intercepción de una partícula con una gotita. Por tanto, es importante determinar cuáles propiedades de la partícula, gotas y del fluido influyen en dicho choque. Considérese el modelo siguiente como un enfoque simplificado del problema. Una partícula se acerca a una gota, como se muestra en la figura 5.12a, y experimenta una impactaci(m por inercia. A cierta distancia corriente arriba de la gota, la partícula abandona la corriente de gas y se dirige a la gota. La partícula está ahora bajo dos fuerzas principales: su propia fuerza de inercia y la fuerza de arrastre debida al gas que la rodea. (N o se tienen en cuenta fuerzas tales como las gravitacionalcs, eléctricas, magnt·ticas y térmicas). Como resultado de estas dos fuerzas, la partícula se detendrá finalmente con respecto a la pequeña gota. Si la distancia Xs a la que se detiene la partícula es mayor que la distancia original al punto en que abandonó la corriente de gas, tendrá lugar la impactación. Se define un número N 1 de impactación, como la relación adimensional entre la distancia de detención xs y el diámetro de la gota, dv. Esto es, X s-

y=-·L

1-

dD

(5.62)

Se observa que la eficiencia de las colisiones entre partículas Y gotas, y por tanto la remoción de partículas de la corriente del gas, está relacionada con el número de impactación.

"'

254

PARTICULAS

Se puede deducir una expresión explícita para la distancia de retención si se supone la validez de la ley de Stokes para el movimiento de la partícula. En términos de un equilibrio de fuerzas sobre la partícula, se observa que F inercia

+ F arrastre = O

o sea

dVP mP dt

+ 37TV,!Lgdp =

O

donde Vp es la velocidad relativa de las partículas con respecto a las gotas de líquido. Si se supone que las partículas no son esféricas, con una densidad Pp, y se observa que dVp/dt = (dVpjdx)(dxjdt) == VpdVpjdx, se tiene que ~1 ¡,

3

1rdp pP dV, --6- vp dx

11·• 1

,

+ 37TV,!Lg dp

=

o

!>'·

¡.,., 1

ll~tf=il·'

Al cancelar los términos comunes y reordenar, se observa que

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~~~ll

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11!1!1~

-lo vp,o

dP 2Pp dV =

18/Lg

p

l"'dx o

~~~ 1•

El término de la izquierda se integra desde Vp, o, la velocidad inicial de la partícula relativa a la fuente de gas, hasta O, mientras que el lado derecho se integra desde O a la distancia de detención, Xs. El resultado de la integración es

18/Lg

lación entre la distancia de detención y el radio de la gota. En tales casos, la constante de 18 pulgadas en el denominador de la ecuación (5.64) se sustituye por un valor de 9. Esta definición alternativa de N cambiará las representaciones analíticas y gráficas en la literatura. 1 Por tanto, se debe tener cuidado al emplear tales datos). El número de impactación es adimensional; por tanto, se deben elegir unidades adecuadas para los términos del lado derecho. Para una partícula de un tamaño y densidad dados, el número de impactación es directamente proporcional a la velocidad relativa, Vp, 0 , e inversamente proporcional al diámetro de la gota de líquido. Por tanto, son muy deseables una velocidad relativa grande entre las dos fases (sólidas y líquidas) y una fase líquida finamente dispersa, a fin de obtener un número de impactación relativamente grande. En general, sobre la base de la interpretación física, se puede anticipar que a mayor valor de N , mayor será la eficiencia colectora de inercia e impactación. 1 Esto se ha confirmado por estudios tanto teóricos como experimentales ( 1 7). Teóricamente, la eficiencia colectora se puede evaluar tanto para el flujo potencial como para el viscoso, en términos del número de impactación. En la figura 5.19, se muestran curvas teóricas para esferas y cilindros. Ya sea que el mecanismo colector se deba a fuerzas de inercia como en un lavador venturi, o a fuerzas gravitacionales como en una cámara de aspersión, las eficiencias colectoras presentadas en la figura 5.19 no son representativas del funcionamiento actual. La razón de este comportamiento es que la velocidad relativa en el número de im-

100

V,.odp 2Pp Xs =

255

I·~QU IPO DF CONTROL DF PART ICULAS

(5.63)

En la mayoría de los casos, Vp representa también, inicialmente, la velocidad de la corriente del gas relativa a las gotas del líquido. La sustitución de la ecuación (5.63) en la ecuación (5.62) demuestra que el número de impactaciónN1 , está dado aproximadamente por 2 vp,odp ppKC dp 2ppKc( up- Un) 1 N = 18/Lg d D = 18/Lg d D · (5-64) donde un es la velocidad de la gota y Up es la velocidad de la partícula en la dirección del flujo. Se ha añadido el factor de corrección de Cunningham, Kc a la ecuación de N¡. Se presentó en la sección 5.5, y es aplicable a diámetros de partículas menores de aproximadamente 5 J.lm. (Se debe observar cuidadosamente que algunos investigadores definen el número de impactación en la ecuación (5.62) como la re-

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0.2

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0.6

1.0

2

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6

10

Número de impactación, N¡

Figura 5.19 Eficiencias colectoras de impactación, teóricas y experimentales, pa· ra esferas y cilindros.

1

1

11

1'

'

256

!'ARTICULAS

pactación no es una constante sobre un intervalo de tamaños de gotas para un tamaño dado de la partícula. En un sistema de alta velocidad, como un lavador venturi, las gotas más pequeii.as del líquido son mús fácilmente aceleradas a la velocidad del gas que las transporta que las gotas mús grandes. Por tanto, la velocidad relativa entre una partícula de polvo y una partícula líquida colectora varía con el tamaño de la gota. El mismo tipo de fenómeno ocurre también en las cámaras de aspersión. En este último caso, la velocidad del gas no afecta a la velocidad de las gotas, pero sí la afectan las fuerzas gravitacionales. La velocidad terminal o de depositación es mús alta para las gotas mayores (véase sección 5.5 ), y, por tanto, la velocidad relativa entre las partículas arrastradas por la corriente de gas y las gotas del líquido que caen es mayor para las grandes gotas. El efecto global en cualesquiera de los casos es que la eficiencia colectora cae finalmente con la disminución del tamaño de las gotas de líquido. Este efecto, unido con los pronósticos generales de la figura 5.19, lleva al importante resultado de que hay un tamaño óptimo de la gota para la máxima eficiencia colectora en el blanco, para un tamaño dado del polvo. Este aspecto se ilustra en la figura 5.20 para partículas que tengan una densidad de 2 g/cm 3 en una torre de aspersión gravitacional. l\ótese la disminución rúpida en la eficiencia cuando el tamaíio de la gota cae por debajo de 100 Jlm. Además, nótese el aumento gcnnal en la diciencia de impactación con el incremento en el tamaíio de la partícula.

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Diémetro de la gota de agua, micrómetro

Figura 5.20 Eficiencia del impacto contra tamaños de la partícula en una torre de aspersión gravitacional. (FUENTE: Air Pollution Manual. Part II- "Control Equipment". Detroit, Mich.: American Industrial Hygiene Assoc., 1968.) ' Aire purificado

Eliminador de..,...~ 7 7111171717711 !7177117~

neblina

Lavadores de cámara de aspersión Uno de los dispositivos más simples para la colección húmeda de partículas es la torre de aspersión, circular o rectangular, como se muestra en la figura 5.21. El gas contaminado fluye hacia arriba y las partículas chocan con las gotas del líquido producidas por boquillas apropiadas situadas a través del paso del flujo. Si la tasa de flujo del gas es relativamente baja, las gotas dellí guido contaminado se sedimentarún por gravedad hacia el fondo de la torre. En general, coloca un eliminador de neblina en la parte superior de la torre para eliminar tanto el exceso de gotas de agua limpia como de gotas de agua sucia, las que son muy pequeíias y, por tanto, las arrastra el flujo ascendente del gas. En vez del tipo de flujos opuestos, que se acaba de describir, existe un diseño alternativo del tipo de flujo cruzado. El agua se aspersiona desde lo alto de la C:tmara, v d gas contaminado fluye horizontal m en te a través de la cámara. La partícula es cap tu rada por choque de inercia o difusiém, y las gotas mayores resultantes, caen al fondo por sedimcntaciún gra\'itacional. También aquí scr:t necesario colocar algún tipo de eliminador de neblina a continuación de la secciéJil de aspnsiém a fin de climin~tr la~ gotas qul· todada no se han

257

EQU !PO DE CONTROL DF PARTICULAS

"').~.-,


Salida .-del agua su cit.

Gas

~

Entrada del agua

Figura 5.21 Croquis de un lavador de torre por aspersión.

depositado en la superficie del agua en el fondo. Una técnica típica consiste en colocar deflectores verticales después de la sección de aspersión. Se pueden obtener mejoras en el lavador de flujo cruzado, colocando deflectores verticales adicionales también en la sección de

"t

258

" PARTICULAS

259

FOIIIPO OF rONTROL DF PA RTIClJ LAS

Entrada de agua para boquillas de aspersió

Gas purificado

11

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Mamparasde rectiflcaci6n Gas impuro

Gas purificado

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Mamparas de ellminacl6n de niebla Disco ruptor del núcleo Eliminaci6n de los lodos

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Figura 5.22 Esquema de un lavador de placas de choque húmedas.

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aspersión. Este dispositivo, que se muestra en la figura 5.22, se conoce como lavador con deflectores húmedos de choque. También se dispone de un lavador, en forma de torre aspersora de flujo vertical, del tipo de placa de choque. El gasto de agua a través de un lavador de cámara está dentro del intervalo de 2 a 1 O gal/min para cada 1,000 pie 3 /m in de flujo de gas. Es preciso añadir agua de reposición para surtir de nuevo la evaporada en la corriente de gas. En la mayoría de los casos será necesario recircular el agua utilizada. Por tanto, se requieren estanques de sedimentación en el área de la planta y, debido a que el agua recirculada no está completamente limpia, se deberán utilizar boquillas especiales o gruesas, para impedir el bloqueo y la erosión de las boquillas de aspersión. La caída de presión es muy .pequeña en este tipo de equipo, usualmente del orden de 1 a 2 pulgadas de agua. La eficiencia colectora es muy aceptable para tamaños de partículas por arriba de 1 O p.m. La eficiencia de una torre de aspersión convencional va desde 94 por ciento para partículas de 5 p.m hasta 99 por ciento para partículas de 25 p.m. El uso de deflectores (o lechos empacados o bandejas) para incrementar el tiempo de contacto entre el gas y el líquido produce eficiencias de 97 por ciento para partículas de 5 p.m o casi de 100 por ciento para partículas de 1 O p.m. Se pueden obtener eficiencias altas para tamaños de partículas de hasta 1 p.m, utilizando aspersores de niebla de alta presión. Sin embargo, los requerimientos de energía aumentan proporcionalmente, y el agua recirculada puede que no sea adecuada en impedir el bloqueo de las boquillas.

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Salida del Entrada agua del agua

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Figura 5.23 Torre de aspersión ciclónica. (FUENTE: Air Pollution Manual. Pan Il- "Control Equipment". Detrott;··Mich.: American Industrial Hygiene Assoc., 1968.)

Lavadores ciclónicos ( cz"clones húmedos) El tipo más simple de lavadores ciclónicos se obtiene insertando bancos de boquillas en forma de anillo dentro de un ciclón seco convencional. El aspersor actúa sobre las partículas en el vórtice exterior, y las partículas dellíqu~do, cargadas de polvo son lanzadas hacia afuera contra la pared interna húmeda del ciclón. La solución cargada de polvo fluye por las paredes hasta el fondo, donde es retirada. El aspersor de agua se puede colocar también a la entrada del ciclón. Se requiere usualmente de un eliminador de neblina a la salida. En otra versión de un lavador ciclónico, mostrado en la figura 5.23, el gas

1!

260

PARTICULAS

sucio se introduce en la parte inferior del cilindro vertical. El agua se in traduce a través de una boquilla múltiple axialmen te colocada,· la que lanza el agua radialmente hacia afuera a través del flujo gaseoso en espiral. Si hubiera suficiente altura sobre la región de aspersión, la sección superior del cilindro puede actuar como un eliminador de neblina, obviando la necesidad un equipo adicional de eliminación de neblina a la salida. ·El gasto de circulación del agua en los ciclones húmedos varía de 1 a 8 gal/ 1, 000 pie 3 de gas tratado. La pérdida de tiro o caí da de presión varía usualmente entre 1 y 4 pulgadas de agua. Este último intervalo depende de la distribución interna del equipo. En general, los ciclones húmedos tienen una eficiencia colectora de 100 por ciento para gotas de lOO ¡J.m y mayores, alrededor de 99 por ciento para gotas de 50 a 100 ¡J.m y de 90 a 98 por ciento para gotas entre 5 y 50 ¡J.m. El uso de ciclones en serie con un lavador venturi como un dispositivo colector se trata en la subsección siguiente.

261

J·:QU IPO DE CONTROL DF PARTICULAS

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Posición de las boquillas

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Lavadores venturi

1

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11

1: ;.

Un venturi es un canal de flujo rectangular o circular que converge a una garganta de sección estrecha y luego diverge nuevamente a su área original en la sección transversal. En la sección convergente, el trabajo del flujo asociado con el fluido se convierte en energía cinética, con una disminución concomitante de la presión estática y un aumento en la velocidad. Esta última alcanza valores de 160 a 600 pie/s (50 a · 180 m/s) en la sección de la garganta. La relación de áreas entre la entrada y la garganta es típicamente de 4: 1 en un lavador venturi. El ángulo de divergencia es aproximadamente de 5 a 7 grados a fin de obtener una buena recuperación de la presión estática. La acción de lavado ocurre durante la introducción de agua, ya sea en la sección de la garganta (recomendada), o al comienzo de la sección covergente. En la figura 5.24 se muestra un lavador venturi rectangular, vertical y descendente, con inyección en la garganta. Un banco de boquillas a cada lado de la garganta inyecta agua a la corriente gaseosa de alta velocidad. El líquido de lavado también se puede inyectar en la corriente de gas, a través de ranuras o, en algunos casos, vertedores, situados a cada lado de la garganta del venturi. El gas a alta velocidad atomiza el líquido inyectado en la corriente de gas. Es esencial una buena atomización si es que se va a disponer de suficientes blancos para la impactación por inercia. Se supone normalmente que las partículas finas entran a la garganta del venturi con una velocidad igual a la de la corriente de gas. Por otra parte, se supone que las gotas del líquido de lavado no tienen inicialmente velocidad axial, y que se aceleran a través del venturi por el arrastre aerodinámico de la corrien-

l~l Figura 5.24 Lavador venturi verucal de flujo descendente, con inyección en la garganta. -----

11

te del gas. La colección de las partículas finas por las gotas del líquido se lleva a cabo con el impacto por inercia durante el tiempo en que se aceleran las gotas. Según la velocidad de la gota se acerca a la del gas, y la velocidad relativa entre la partícula y la gota se acerca a cero, la probabilidad de la impactación por inercia corriente abajo de la garganta disminuye rápidamente. Como la eficiencia colectora por impactación aumenta con el aumento en la velocidad relativa, soh esenciales las altas velocidades de entrada del gas. Ya se ha demostrado ( 16) que la aceleración de las gotas del líquido es una función de su diámetro. Si se usa como criterio la distancia x necesaria para acelerar una gota a 90 por ciento de la velocidad del gas, se tiene entonces, como una aproximación, 2d¡

X¡

• x2

=

-;¡;

(5.65)

donde 1 y 2 representan dos tamaños diferentes y d 1 > d 2 • Considérese una gota de 100 ¡J.m inyectada normalmente a una corriente de gas de 100 piefs. Se observa que la gota alcanzaría 90 por ciento de la

,.

;.1

262

velocidad del gas en aproximadamente 16 pulgadas. Se puede determinar de la ecuación anterior que una gota de 50 J.lm llegará a la misma condición en 4 pulgadas. Se puede obtener una inferencia importante de dichos datos: si una alta velocidad relativa entre la partícula y la gota de líquido es un requerimiento básico para eficiencias de impactación altas, la mayor parte de la remoción por impactación debe entonces tener lugar dentro de las primeras pulgadas de la sección divergente. La longitud añadida es necesaria para la adecuada recuperación de la presión, pero influye poco en la eficiencia total del blanco. Como la energía de la corriente de gas a alta velocidad en un lavador venturi se utiliza para incrementar la atomización del líquido y para acelerar las gotas del líquido, no es nada sorprendente que la caída de presión en el venturi sea grande en comparación con la de otros colectores, secos y húmedos. Un método para estimar la caída de presión en un lavador venturi, deducida por Calvert y colaboradores (18), se basa en un modelo en el que toda la pérdida de energía de la corriente de gas se emplea para acelerar las gotas del líquido hasta la velocidad del gas en la garganta del venturi. Si se efectúa un equilibrio entre las fuerzas sobre un elemento de longitud dx en la dirección del flujo en la garganta del venturi, se observa que

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0~) duv

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• flP

=

QL -pLUG ( Qc

)u

D2

de las fuerzas de inercia y de arrastre actuando sobre la gota se hacen igual a cero. El resultado es du

0 ~m-;¡¡

=

1

2pc( Uc- u 0

-

A 0 C0

esto se convierte en duv -

3pcCv ( Uc- uv)2 4pLdD

• dt-

(5.6 7)

Para convertir esta ecuación a una base de distancia, nótese que dunfdt =un (dunfdx). Por tanto duo =

dx

3pcCv ( Uc- uv)2 4pLdDUD

(5.68)

Para resolver esta ecuación primero se debe expresar Cn como una función de uc. El valor de Cn en términos de su valor en el punto de inyección, Cno, está dada por la ecuación de Hollands y Goel ( 19),

)0.5

u ( Ua

_g

Uo

(5.69)

,.

donde Cno está dado por la ecuación (5.32). La ecuación anterior es adecuada en el intervalo del número de Reynolds desde 10 a 500. La sustitución de la ecuación (5.69) en la ecuación (5.68), y su subsiguiente reordenación, dará u 0 du 0

(5.66)

donde -un2 es la velocidad de la gota, corriente abajo en la distancia x 2 • A fin de determinar la caída de presión para una longitud dada de la garganta, será necesario encontrar una relación entre un2 y x2. Entre las suposiciones que se hicieron a fin de modelar el flujo en la garganta del venturi, están: 1) la velocidad uc del gas es constante e igual a la de la garganta; 2) el flujo es unidimensional, incompresible y adiabático; 3) la fracción líquida del flujo es pequeña en cualquier sección transversal; 4) la evaporación de las gotas es despreciable, de modo que dn es constante; y 5) las fuerzas de presión alrededor de la gota son simétricas y, por tanto, se anulan. Sobre esta base, se efectúa un equilibrio entre fuerzas actuando sobre una gota; esto es, la suma

2

)

donde An es el área proyectada de la sección transversal, perpendicular al flujo y Cn es el coeficiente de arrastre. Para una gota esférica;

Cv = Cvo

donde u es una velocidad, Q es un gasto volumétrico, L y G representan, respectivamente, el líquido y el gas, D representa la gota. Integrando desde x =O (el punto de inyección del líquido) donde se ha supuesto que la velocidad de la gota en la dirección x es igual a cero, se observa que

~

ji

263

EQUIPO DE CONTROL DI·: PARTICULAS

( uc-uv )

1.5

3pcCvo ( uc) 0 ·5 dx 4pLdD

(5.70)

Los límites de integración son: 1) un = O para x =O y 2) un = unL para x = L, la longitud total de la garganta. La integración, empleando tablas usuales de integrales, da • u

L 0

=

2uc[ 1-m2 + (m4 _ m2)o.s]

(5. 71)

donde • m=

3pcCvoL 16pLdD

+1

(5.72)

-

265 PARTICULAS

264

EQV IPO DE CONTROL DF PARTICULAS

bio continuo de la velocidad relativa entre la partícula y la gota. La Volviendo a la ecuación ( 5.66) para la caída de presión en lagarganta del venturi, se puede ahora escribir en forma adimensional,

;~- P2 =

?.PcU,... 2

4 ( PL )(

~

•

o~

1

......

\

Pt =penetración

QL) [1 _

m2

D~ 'L"--'

+ (m4 _ m2)o.s J

(5. 73)

donde-!- Pe uc 2 es "carga unitaria de velocidad". Si la garganta del venturi fuera suficientemente larga, la unL se acercará a la uc. En este caso, la magnitud entre corchetes en la ecuación (5. 73), se acercará al valor de 0.50. En este caso límite, ilP=P2 -P1 =

-pLuc 2 (ó~)

(5.74)

Si se desea expresar la caída de presión en una carga de agua equivalente, la ecuación anterior se convierte en

ilP =

-1.02

X l0-

penetración (Pt) se define como

3

uc 2 (

g~)

(5.75)

donde AP está en centímetros de agua, uc en centímetros por segundo, y Q¡, y Qc están expresados en el mismo conjunto de unidades. Basándose en una correlación de datos experimentales de muchos lavadores venturi diferentes, Hesketh (20) dedujo la siguiente ecuación para la caída de presión a través de un lavador venturi:

•tlP =

g,t

2 (A)O.l33

;07

siciones simplificadoras, es

(5. 76)

donde AP es la caída de presión a través del venturi, en pulgadas de agua; Vg, t es la velocidad del gas en la garganta, en pies por segundo; Pg es la densidad del gas corriente abajo de la garganta del venturi, en libras por pie cúbico; A es el área de la sección transversal de lagarganta del venturi, en pies cuadrados; y L es la relación de líquido a gas, en gal/1,000 pie 3 actuales. Las ecuaciones (5.75) y (5.76) son dos de las expresiones con más amplia aceptación para la caída de presión en los lavadores venturi. A pesar de que los medidores venturi han disfrutado de amplia aplicación con el propósito de remover partículas de las corrientes de gas, se carece de ecuaciones de diseño confiables para la eficiencia colectora. Calvert y colaboradores ( 18) hacen un resumen del desarrollo de la penetración de la partícula basándose en un análisis que toma en cuenta el tamaño de la gota, el parámetro de impactación por inercia, la concentración de las gotas en la garganta del venturi, y el cam-

r ilP]

2

6.1 X 10 -llPLPpKcdp Pt = exp - - - - - - - " - - - . . . ! - " - - [

(5.78)

P./

donde AP es la caída de presión a través del venturi, en centímetros de agua; /lg es la viscosidad del gas, en kg/m·s: PL es la densidad del líquido, en gramos por centímetro cúbico; Pp es la densidad de la partícula, en gramos por centímetro cúbico; y dp es el diámetro de la partícula, en micrómetros. En esta expresión, fes un coeficiente experimental que varía comúnmente entre 0.1 y 0.4. En un informe más reciente de Calvert y colaboradores (21) se ha deducido otra ecuación para la penetración, basándose en trabajos de informes anteriores (22, 23). Un balance de masas sobre la partícula en un volumen diferencial lleva a la ecuación diferencial siguiente, para el cambio de concentración dC, respecto a la longitud

e

(0.56 + O.l25L + 2.3 X 10 - 3 L 2 )

{5.77)

eficiencia

Es un parámetro conveniente cuando la eficiencia colectora sea de una magnitud que se acerque a 100 por ciento. La ecuación resultante, debida a Calvert y colaboradores ( 18 ), después de incluir varias supo-

_ dC V

=1-

=

I.S(uc-uv) ucdn

(ºL)r¡dx

(5.79)

Qc

donde 77 es la eficiencia del impacto de una sola partícula. A esta última magnitud se le puede dar la interpretación física siguiente: Considérese un tubo de corriente de diámetro D que contiene una sola gota de tamaño dp (donde D > dn) y un grupo de dispersión uniforme de diámetro dp. A pesar de que la gota está en proceso de aceleración, una cierta fracción de las partículas será capturada por la gota antes de que llegue a la velocidad del gas o la partícula, Uc. Esta fracción está definida por la eficiencia de impacto de la sola gota, 77· Con base en consideraciones empíricas, esta eficiencia está dada por 2

r¡

2N1 ) = ( 2N, + 0.7

(5.80)

donde N es nuevamente el número de impactación por inercia, de1 finido por la ecuación (5.64). La tercera ecuación requerida es la ecuación ( 5. 71), para la velocidad de la gota. Estas tres ecuaciones

r-

:¡¡

l

~·

266

pueden adquirir formas adimensionales utilizando la velocidad del gas a la entrada, Uc 0 , como la velocidad característica; la magnitud 2dv PL f3Cvo Pe como la longitud característica, y la concentración de las partículas a la entrada, C¡ como la concentración característica de las partículas. Se integra la ecuación integral resultante (véase referencia 21 ), y el resultado es una ecuación bastante compleja en términos de (In Pt)/B = ln(C¿/C¡)/B, donde B = Q¿pLfQc Pe Cvo. Antes que la ecuación, se muestra una gráfica de (logPt/B) contra la longitud adimensional de la garganta L* = 3Cv 0 PcL/2dvPL en la figura 5.25. Esta gráfica demuestra que mientras más larga sea la longitud L de la garganta, más alta será la eficiencia de colisión del lavador. Esta dependencia es mayor para los mayores valores de N 1 , esto es, partículas de tamaño mayor. En general, la gráfica muestra que son suficientes los valores deL* de 2 a 3. Los valores más grandes de L mostrarían muy poco aumento en el funcionamiento del lavador. Después de examinar datos experimentales, Hesketh (20) llegó a la conclusión de que el lavador venturi es esencialmente un 100 por 2

1!

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1

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ciento eficiente en la eliminación de partículas mayores de 5 ¡.J.m y estudió, por tanto, la penetración para partículas finas de menos de 5 ¡.J.m de diámetro. Con base en este estudio llegó a la conclusión de que la eficiencia colectora global de partículas de menos de 5 J..Lm de diámetro, expresadas como un valor de penetración, está relacionada aproximadamente a la caída de presión a través del venturi, por la ecuación Pt

e¿ =

=

3.47(AP)-

1.4.3

( 5.81)

•

',

donde C¡ es la concentración en peso de partículas de un diámetro menor de 5 ¡.J.m, dentro del lavador venturi; C0 es la concentración en peso de partículas de un diámetro menor de 5 ¡.J.m fuera del lavador venturi; y !1P es la caída de presión, en pulgadas de agua. Hesketh también presenta ecuaciones similares a la ecuación ( 5. 7 8) para la colección de partículas cargadas, y la penetración cuando se utilizan agentes humectantes en el lavador. Ejemplo 5.9 Se introduce agua en la garganta de un lavador venturi a una tasa de 1.0 lfm 3 de flujo de gas. La velocidad del aire es de 400 pies/s, su densidad es de 0.072 lb/pie 3 , y su temperatura es de 170° F. El área de la garganta es de 125 pulg 2 , el parámetro f tiene un valor de 0.25, y la densidad de las partículas es de 1.50 g/cm 3 • Determínense, para una partícula de un diámetro de 1.0 ¡.J.m: a) la caída de presión por medio de las ecuaciones ( 5. 7 5) y ( 5. 7 6 ), y b) la penetración por medio de las ecuaciones (5.78) y (5.81).

~

1.5 ¡...-- ¡..-- t-

Solución

1.0 ...-- ¡..-- t-

a) Para utilizar la ecuación (5.75), la velocidad del gas debe estar expresada en centímetros por segundo. Una velocidad de 400 pie/s equivale a 12,200 cm/s. Por tanto,

o 71

!1P = 1.03 X 1 o- 6 ( 12,200) 2 ( 1.0) = 153.3 cm de agua=

60.4 pulg de agua

0.5

-

0.4 0.3

~t:::::::::=-t::;;;~+-~ ~ r--

0.2 0.4 1.0 Longitud adimensional de la garganta, L •

¡,....-¡..-

r-

,~~~~~ ~t:: 1-¡.---0.1

~1

~

¡..- ¡.--

o r--o

~

267

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

PARTICULAS

Entonces, utÍlizando la ecuación (5. 76), atribuida a Hesketh, y fijándose en que L es 7.48 gal/ 1,000 pie 3 , se observa que

0.2

2

4

6

8 10

Figura 5.25 Gráfica para determinar la penetración en un lavador venturi, donde B = Q¿P¿/QcPGCDo y L* = 3CDoPcLf2dvPL·

P

= (400) (o.o~~_)~0.868) . 2

0 133

[

0 _56

+ 0 _125(7 .48) + 2.3 x w- 3 (7.48) 2 ]

= 22 _3 (1.62) = 36.2 pulg de H2 O !.1

268

PARTICULAS

b) A fin de poder usar la ecuación ( 5. 7 8) es necesario conocer el factor de Cunningham, además de la viscosidad del gas. Utilizando la ecuación (5.30) para Kc, se obtiene Kc = 1

0.182

+ -d-

= 1.182

p

Según el apéndice B, la viscosidad del aire a 170° Fes de O. 748 kg/m·h ó 2.08 X lo-s kg/m·s. Luego, con base en la ecuación (5.78), Pt

=

6.1 x w- 11 (1)(1.5)(1.182)(1/(0.25/(153.3) exp - -------'--'-'------'-'-----'--'---'----'-....:........:.---'(2.08 x w- 5 ) 2

= exp(- 2.36) = 0.095 Finalmente, se puede obtener también la penetración por la ecuación ( 5.81) empleando el valor de la caída de presión, determinada mediante la ecuación (5.76). Luego Pt = 3.47(36.2) -!. 43 = 0.0205

~' .~r

En el ejemplo 5.9, se observa que existe una diferencia considerable en las respuestas suministradas por los modelos de Calvert y Hesketh. Lo más importante que se va a observar al resolver el ejemplo 5.9, es tener la seguridad de que son necesarias pérdidas de presión grandes si se quieren obtener valores de penetración pequeños, para el caso de las partículas pequeñas. El gasto de agua en un lavador venturi varía desde 2 a 12 gal/ 1,000 3 pie . Pero la pérdida de presión resulta más significativa para este dispositivo si se le compara con otros colectores, secos y húmedos. Dicha pérdida varía de 3 a 100 pulgadas de agua, dependiendo de la eficiencia de remoción que se desee. La eficiencia colectora está directamente relacionada con el consumo de energía, y por tanto, a la pérdida de presión. La principal ventaja que se deriva del lavador venturi es que, sin embargo, al tener una gran pérdida de tiro se puede alcanzar una eficiencia alta, aun para las partículas muy pequeñas. La eficiencia puede llegar a 99 por ciento en el intervalo de los submicrones, y a 99.5 por ciento para las partículas de 5 ¡.J.m. En la figura 5.26 se muestra una relación entre la eficiencia colectora y el tamaño de la partícula para los lavadores venturi. Al observar la figura, es evidente para las partrculas en el intervalo de los submicrones, que las eficiencias de eliminación altas requieren caídas de presión muy altas. Los datos presentados en otro lugar (24) muestran eficiencias algo más bajas que las presentadas en la figura 5.26, para la misma pérdida de presión, pero las tendencias son equivalentes.

269

EQUIPO DF CONTROL DE PARTICULAS 99.9 e'

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Ui 0.2 0.3 0.4 0.6 0.8 1 2 3 4 56 Tamaño de la partlcula, micrómetros

8 10

Figura 5. 26 Relación entre la eficiencia colectora fraccionaria y el tamaño de la partícula en los lavadores venturi. (FUENTE: Air Pollution Manual. Part II"Control Equipment". Detroit, Mich.: American Industrial Hygiene Assoc., 1968.)

A fin de que un dispositivo colector alcance dichas eficiencias, las gotas cargadas de polvo se deben eliminar de la corriente de gas, después de pasar por el lavador venturi. Un método usual para obtener esta eliminación, consiste en hacer pasar la corriente de gas a través de un separador ciclónico en serie con el paso del venturi. Otra técnica hace pasar el gas procedente del venturi a través de un lecho empacado fluidizado. Están disponibles modificaciones del diseño del venturi, distintas de la mostrada en la figura 5.24; por ejemplo, se puede usar con un inyector a chorro, con suministro de agua por medio de vertedores de derrame, en paralelo con otros venturis, y en la configuración conocida como el venturi de disco anegado. A pesar de que se ha limitado el comentario a tres tipos básicos de colectores húmedos (y a las modificaciones permitidas por los det1ectores de choque), se pueden obtener otros tipos. El lavador de lecho empacado es un dispositivo en forma de torre, que contiene algún tipo de empaque, como esferas, anillos raschigs, estribos berl, y así sucesivamente (véase figura 6.8). El agua cae a través del empaque, a contracorriente con la corriente del gll.s. La gran superficie mojada aumenta la posibilidad de que el polvo se remueva del gas antes de que abandone la sección empacada de la torre. Entre las subcl~es · de los lavadores de lecho empacado, se incluyen los lavadores de lechÚ • fijo, lecho fluidificado y lechos anegados. Los lavadores del tipo de orificio sumergido y de ventilador centrífugo constituyen otras dos importantes clases, además de una clase general de lavadores mecánicos. Los lavadores húmedos varían de tamaño desde 500 a 120,000 pie 3 y costaban, a partir de 1979 de $0.35 a $5.00 por pie 3 /min de capacidad de limpieza. Los costos de instalación son más del 100 por

271

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

27U

PARTICULAS

ciento y los costos de operación varían de $0.75 a $2.50 por pie 3 f min/año. El mantenimiento podrá ser alto cuando se trata de la colección de materiales corrosivos. En las referencias 2, 5, 6, 13 y 25 se proporciona información más detallada sobre los lavadores húmedos.

5.9.0

.,,.1

Filtros de tela

La filtración es uno de los métodos más antiguos y de uso más generalizado para la separación de partículas del gas que lo transporta. En general, un filtro es cualquier estructura porosa compuesta de material granular o fibroso que tiende a retener las partículas según pasa el gas que lo arrastra, a través de los espacios vacíos del filtro. El filtro se construye con cualquier material compatible con el gas y las partículas, y se puede disponer en lechos profundos, colchones, o telas. Los filtros de colchones y lechos profundos tienen grandes espacios vacíos que llegan de 97 a 99 por ciento del volumen total. Se utilizan para cargas de polvo muy ligeras y están diseñadas para permanecer en servicio durante largos períodos. Por lo general se limpian en el lugar mismo, periódicamente a intervalos relativamente cortos. Los filtros de tela se forman generalmente dentro de tubos cilíndricos y se cuelgan en hileras múltiples para proporcionar grandes áreas superficiales para el paso del gas. Los filtros de tela tienen eficiencias de 99 por ciento o más, cuando colectan partículas de 0.5 ¡.J.m, y pueden remover cantidades considerables de partículas de 0.01 ¡.J.m. Lascargas típicas de polvo manipuladas oscilan entre 0.1 g/pie 3 y 1 O gr/pie 3 de gas (0.23 a 23 gfm 3 ) • Las telas tejidas tienen casi siempre relaciones entre el espacio de aire y el área de la tela de 1: 1 a 5:1; por tanto, debe haber otro fenómeno distinto de la simple acción de tamiz que sea responsable de la separación inicial de las partículas. De los seis mecanismos generales para la colección de partículas y comentados en la sección 5.8, los mecanismos importantes de filtración son: impactación por inercia, intercepción directa y difusión. La atracción electrostática puede tener un papel con ciertos tipos de polvos. Las partículas mayores de 1 ¡.J.m se colectan principalmente por impactación e intercepción directa, mientras que las partículas entre 0.001 a 1 ¡.J.m se remueven principalmente por difusión y atracción electrostática. Las magnitudes relativas del polvo recogido por los diferentes mecanismos no se puede calcular en este momento, y es necesario realizar investigaciones adicionales en di~..-ha área. Una de las desventajas de los filtros de tela es la necesidad de limpiarlos con frecuencia a fin de evitar caídas de presión irrazonables, de aquí resulta que el diseño básico de los filtros industriales, se basa, por lo general, en unas condiciones geométricas que se presten a una

relativa facilidad de limpieza. No obstante, otra consideración geométrica debe ser la que estipule una gran área superficial por gasto volumétrico del gas contaminado. El inverso de esta relación se conoce como la relación de aire a tela, o la relación de filtración, y los valores óptimos van desde 1 a 8 piesfmin (0.5 a 4 cm/s). Esta es también la velocidad superficial del gas. Un método básico de ajustarse a estos criterios es un sistema colector basado en la casa de bolsas, que se muestra en la figura 5.27. Los cilindros de tela (soportados internamente de alguna manera) con diámetros que oscilan entre 5 y 14 pulgadas, y con longitudes de hasta 40 pies se disponen en hileras verticales. Será necesario utilizar muchas bolsas individuales en una

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Lado del aire puro

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r ::; Figura 5.27 Casa típica de bolsas con sacudimiento mecánico. (Cortesía de Wheelabrator Frye, lnc., Mishawaka, Ind.)

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272

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PARTICULAS

casa de bolsas, cuando sea necesario limpiar grandes volúmenes de gas. Una gran casa de bolsas capaz de remover seis toneladas de polvo y vapores por hora, instalada en una gran fundición automotriz consiste de 16 compartimientos con un total de 4,000 bolsas de dacrón que tienen un diámetro de 7.64 pulgadas y 22.5 pies de largo. Esto conduce a una inherente desventaja del diseño de las casas de bolsas, a saber, el tamaño total del equipo es grande comoarado con otros tipos competitivos de dispositivos de remoción. Por lo general, el gas impuro entra en la bolsa desde abajo y pasa a través de la tela, mientras que las partículas se depositan en el interior de la bolsa. A pesar de que existe una amplia variedad de diseños , para las casas de bolsas, en general se pueden clasificar por el método de limpieza y por su operación, que puede ser periódica (o intermitente) y automática continua, cerrar partes de la casa de bolsas, a intervalos regulares, para proceder a la limpieza. La operación automática continua se requiere cuando no sea deseable o práctico el cierre periódico. (La operación intermitente requiere detener totalmente el proceso a fin de limpiar la tela de los filtros. El gas impuro deja de pasar por el equipo durante el ciclo de limpieza. Este tipo de diseño tiene un uso limitado, ya que son muy pocos los efluentes que se pueden descargar a la atmósfera, aun sobre una base temporal). La limpieza se efectúa en una diversidad de maneras, que incluyen la vibración mecánica o sacudidas, choques de impulsos, y flujo invertido del aire. En la figura 5.27 se muestra una casa de bolsas equipada con sacudimiento mecánico. Este tipo de limpieza proporciona frecuentemente el costo más bajo por tasa de flujo volumétrico. La máxima velocidad de filtración para las casas de bolsas con sacudimiento, y que utilizan telas tejidas, está dentro del rango de 2 a 3.5 piefmin (0.6 a 1.0 mfmin). En la figura 5.28 se muestra un sistema con flujo invertido del aire. Las partículas se recogen en el interior de la bolsa, de modo similar al método de sacudimiento mecánico. En el momento apropiado, se corta el flujo de aire contaminado al compartimiento, y el aire para la limpieza fluye a través de la bolsa en la dirección opuesta. La economía de la limpieza por flujo inverso, impone el uso de bolsas con 20 pies de alto, o mayores (6-7 m). Los diámetros de las bolsas se encuentran, por lo general, en el rango de 8 a 12 pulgadas (20 a 30 cm), y se recomiendan velocidades de filtración alrededor de 6 a 12 pie/min (2 a 4 mfmin). La figura 5.29 ilustra el sistema de choques de impulso. Las partículas se acumulan en la parte exterior de las bolsas. En un instante apropiado, se dirige un corto impulso hacia abajo, a través de un venturi situado en la parte superior de la bolsa. El impulso pasa rápidamente hacia la parte inferior de la bolsa desprendiendo de la bolsa grandes capas de polvo. Estos grandes trozos de polvo se

273

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

Resortes

Ventilador de aire reversible

Aire~~~ u

t Eliminación de la ceniza

Figura 5.28 Dibujo de una casa de bolsas con limpieza por flujo invertido.

asientan por gravedad en el fondo de la casa de bolsas. Como el tiempo de limpieza de la bolsa es muy corto, y sólo una fracción de las bolsas se limpia cada vez, se mantiene un flujo continuo a través de la casa de bolsas. Las velocidades típicas de filtración en una casa de bolsas equipada con choques de impulso están dentro del rango de 5 a 15 piefmin (2 a 5 mfmin), dependiendo de su aplicación. La altura de las bolsas en este último caso es en general menor de 15 pies ( 5 m), ya que el fondo de las bolsas extremadamente largas, frecuentemente

A la chimenea Cabezal del aire comprimido

Gas sin

pu_:~car \~

...

lJ t Eliminación de la ceniza

Figura 5. 29 Croquis de una casa de bolsas con limpieza por impulsos.

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274

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275

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

no quedan bien limpias. Descripciones de estos sistemas se pueden encontrar en la literatura (2, 6, 25 ). Se dispone de una variedad de telas. Entre las de uso común, se encuentran la lana, el algodón, el nylon, las fibras de vidrio, los p . 0 liésteres y las poliamidas aromáticas. La selección de la tela depende de la composición química, temperatura y contenido de humedad del gas, il;SÍ como de la composición física y química de las partículas. La composición química de tanto la corriente del gas como de las partículas, ejerce un efecto sobre Ia tasa a Ia que se desgasta la tela A pesar de que una tela de algodón o lana sería aceptable para un gas hasta una temperatura del 175° a 200° F (350°K), una fibra de vidrio es más adecuada cuando la temperatura del gas se acerca a los 500° a , 550°F (aproximadamente 550°K). Este último intervalo de temperatura es aproximadamente el límite superior actual, a pesar de que continúan las investigaciones para encontrar nuevas fibras, enfatizando en el aumento del límite más allá de 550° F. La ventaja de más altas temperaturas de operación consiste en la reducción concomitante de los requerimientos de control térmico. Esto es, se requiere menos preenfriamiento de una corriente de gas caliente antes de que entre al equipo de filtros de tela Por otra parte, no es en general permisible un enfriamiento excesivo del gas, debido a que las casas de bolsas no operarán por lo general con un gas que se haya enfriado por debajo del punto de rocío. No obstante, los ahorros causados por el menor enfriamiento del gas, queda algo compensado por el aumento en el volumen del gas que pasa por los filtros como resultado del aumento en la temperatura La teoría de la colección mediante Ia impactación por inercia sobre los lechos de filtración es mucho más compleja que Ia simple teoría deducida anteriormente para Jos colectores húmedos (véase sección 5.9.C). En este último caso es apropiado modelar la impactación como si ocurriera entre dos objetos esféricos con una cierta velocidad relativa. En el caso de la filtración por tela, el modelo inicial podría ser el de una esfera móvil que se acerca a un cilindro estacionario. Sin embargo, una vez que se adhiere una capa inicial de polvo retenido, la geometría se hace muy complicada. El polvo retenido así como las fibras de la tela actúan como blancos para la depositación de las partículas adicionales. Es obvio que los impactos cambian espacialmente en forma continua con el tiempo. No obstante, el punto inicial razonable para un modelo de filtración sería considerar la impactación de las esferas sobre los cilindros. Considérese un gas cargado de polvo que se acerca a una fibra cilíndrica de diámetro d¡. Si se proyecta el área de la sección transversal de la fibra (por longitud unitaria de la fibra, por ejemplo), corriente arriba en una dirección paralela al flujo, sólo aquellas partículas en el

flujo no perturbado, corriente arriba, que están dentro del área proyectada podrán alguna vez impactar directamente sobre el cilindro. Por tanto, una eficiencia de impactación o de choque se define en este caso como !a fracción de partículas de un tamaño dado que pasan a través del área proyectada corriente arriba y chocan posteriormente con la superficie colectora nel cilindro. Esta eficiencia no será del 100 por ciento por la sencilla razón de que algunas de las partículas son transportadas alrededor del cilindro a lo largo de las líneas de flujo del gas, las que divergen alrededor del cilindro (véase figura 5.12a ). Nótese que la eficiencia es para un tamaño determinado y puede ser, por tanto, que varíe considerablemente con los tamaños debido a la dependencia de la inercia sobre la masa. De modo similar a la teoría expresada anteriormente para los colectores húmedos, se observa que la eficiencia del choque es una función del número de impactación o separación, suministrado por la ecuación (5!.64), a saber: 2pp Kc l8JLgd¡

vp d p

N, =

(5.82)

donde el diámetro de la gota, dv ha sido sustituido en este caso por el diámetro de la fibra, d¡. Se ha supuesto que la ley de Stokes es válida para el movimiento de la partícula. En la figura 5.19 se muestra una correlación experimental, para objetos cilíndricos, de la eficiencia de impactación o de choque contra el número de impactación. Para un tamaño y la densidad dadas y propiedades de la corriente de gas, esta correlación indica que se alcanzará la más alta eficiencia de choque cuando el filtro esté formado por fibras de diámetro pequeño. Otra importante consideración es la caída de presión a través de los filtros de tela. Según se acumula la "torta" de filtro sobre la tela soportante, se podría esperar que aumentara la eficiencia. No obstante, al mismo tiempo, aumenta también la resistencia al flujo. Para una tela de filtro relativamente limpia, la caída de presión es 'alrededor de 1/2 pulgada de agua (1.2 mbar) y la eficiencia de remoción es baja. Para una pérdida de tiro de 2 a 3 pulgadas de agua, después de una suficiente acumulación de la torta, la eficiencia llega al 99 por ciento. Cuando la caída de presión se acerca a 5 ó 6 pulgadas de agua, en general es necesario limpiar el filtro de cualquier manera, a fin de reducir la caída de presión a un valor más razonable. De ~tio m~c:lo, se hace excesivo el gasto de energía. La caída global de presión es la suma de la caída debida a la tela más contribuida por la capa de polvo. Se supone viscoso el flujo a través de la tela y la capa de polvo depositado. Por tanto, la caída de presión tanto para la capa de polvo

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276

PAH.TICULAS

como para el filtro limpio se puede representar por la ecuación de Darcy, la que establece que, en general, 11

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!J.P = V~tg X

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(5.83)

donde K es la permeabilidad del polvo o del filtro, V es la velocidad superficial del gas, y x es la profundidad del lecho de partículas, o el espesor del filtro. Nótese que V en la ecuación de Darcy es la velocidad superficial a través del lecho, esto es, el gasto volumétrico que se acerca al filtro, dividida entre el área de la tela. La ecuación ( 5. 83) es en realidad una definición de la permeabilidad, K, ya que todos los otros términos de la ecuación son parámetros fáciles de determinar. K es una magnitud bastante difícil de predecir sin efectuar mediciones directas, ya que es una función de las propiedades del polvo depositado, tales como la porosidad, el área específica de superficie, la distribución del tamaño de los poros, y la distribución del tamaño de las partículas, entre otras. La dimensión del término permeabilidad es igual a la longitud elevada al cuadrado. La ·caída total de presión, 1'0 , es igual a la suma de la presión a través de la tela del filtro y a través del depósito de partículas. Luego, se puede escribir, en términos de la ecuación de Darcy, como

volumen de polvo recolectado en el tiempo t. Igualando estas dos magnitudes, se puede escribir la siguiente expresión: masa colectada= (VA)( t )(Ld) =Pe (Axp)

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¡· ~·¡!: q ·•,¡!: lj'!.'

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(5.84)

donde los subíndices f y p se refieren a la tela limpia y a la capa de partículas o polvo, respectivamente. La caída de presión de la tela, !:::.P, debe ser esencialmente constante para un material y polvo dados. Por tanto, la caída total de presión depende primero de la variación de !:::.P, sevín se acumula la capa de polvo sobre la tela limpia. Para condiciones dadas de operación (viscosidad y velocidad superficial del gas), !:::.Pp es primero una función de la permeabilidad del polvo, K y del espesor de la capa de polvo, Xp. El espesor de la capa de polvo es, a su vez, una función directa del tiempo de operación, t. Se puede desarrollar una expresión, con base en los primeros principios, para la variación con el tiempo de !:::.Pp, la caída de presión a través de la capa de polvo. Esto se lleva a cabo fijándose en que la masa de polvo recogida en el tiempo t (después de la puesta en marcha) equivale al gasto volumétrico del gas multiplicado por el intervalo y por la masa de polvo en la corriente del gas, por volumen unitario, Ld. Sin embargo, la masa acumulada equivale también a la,densidad de la partícula, Pe, sobre la superficie del filtro, multiplicada por el

(5.85)

donde A es el área de la sección transversal del filtro, V es la velocidad del gas normal al filtro, y Ld se conoce como la carga de polvo. La ecuación (5.85) demuestra que Xp = VLdt/Pe· Por tanto, la caída de presión a través del polvo recién depositado resulta ser 2

xp~tgV vLdt ( ligv) V Ldt~tg !J.Pv = - - = - - - - = ·

KP

Pe

KP

KpPe

(5.86)

Como iJ.g, pe, y Kp son valores únicos de la corriente de gas y de las partículas dadas, se les agrupa en un parámetro de resistencia Rp, de donde resulta por definición que R -

P-

llg

p K p

e

(5.87)

De aquí resulta que la ecuación (5.86) se puede simplificar para que tome la forma !J.Pp

!J.Po = !J.Pf + IJ.Ap - X¡~tgV Xp/L gV P K- + - ! KP

277

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

=

2

RPV Ldt

(5.88)

Se supone que Ld y V no varían durante el ciclo de filtración en esta deducción. Para las características dadas del gas y la permeabilidad de la torta de filtro, se ve que la caída de presión a través de las partículas depositadas varía linealmente con la carga de polvo en la corriente del gas, y también con el tiempo. También varía con el cuadrado de la velocidad superficial del gas, con base en esta teoría. Ya se indicó (26) que la caída de presión varía en la práctica más bien como una función exponencial de la velocidad de filtración, que como una función cuadrática. Ejemplo 5.10 El aire a 170°F pasa a través de un filtro de tela durante un período de 5.40 h, después del cual la caída total de presión se mide como 4. 74 pulgadas de agua. La densidad de la torta de filtro es de '1.28 g/cm 3 , y la caída residual de presión a través del filtro limpio, antes de la prueba es de 0.55 pulgadas de agua. La velocidad del aire se mantiene a 4.20 piejmin durante la prueba, y la carga inicial de polvo es de 14.0 gr/pie 3 • Estímese la permeabilidad Kp, de la capa de polvo en unidades de pies cuadrados.

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278

PARTICULAS

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Se usará la ecuación (5.86) como la base de los cálculos, ya que contiene al tiempo como una variable. Al reescribir esta ecuación se observa que 2

V Ldp.gt

= -----"'-

K P

Pc~pp

2

3 Kp- (4.20 pie/min) (14.0 gr/pie ) (0.0503 lbfpie·h)(5.40 h) 3 (1.28 g/cm )(0.151 lbf/pulg 2 ) (32.2 lbm·pie/lbf•s 2 )

3

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= 10 78 (gr)(cm )(pulg" )(s") = 4. 76 X 10- 11 pie 2

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!l:

(min 2 )(pie 3 )(g)

donde se ha introducido el factor 32.2 para relacionar lb l'Jl'&Sa con lb fuerza por medio de la segunda ley de Newton; se han usado también factores de conversión que se indican en el apéndice B, para convertir a la respuesta final. Por lo general, se encuentra que la permeabilidad de los polvos es un número extremadamente pequeño cuando se .expresa en unidades de pies cuadrados. La relación entre la caída de presión APp de las partículas y la velocidad superficial del gas, V, se conoce como el arrastre del filtro, S. Se expresa frecuentemente en unidades de pulgada de agua/pie/ min, a pesar de que otras unidades serían igual m en te apropiadas, como N·min/m~. Es conveniente deducir una expresión para S en términos de la masa de polvo acumulado en el tiempo t por unidad de área normal a la dirección del flujo del gas, W. En primer lugar, la ecuación (5.88) se puede escribir en una forma para el arrastre del filtro, o sea, .

~pp

S =V- = R PVLdt ,¡!,

masa colectada

VAtLd =VLdt (5.90) A A Al combinar estas dos ecuaciones, se ve que el arrastre del filtro será dado sencillamente por

W=

S= RPW

La viscosidad del aire a 170° Fes de 0.0503 lbfpie-h, tomada del apéndice B, y en el mismo lugar se ve que una diferencia de presión de 1 pulgada de agua equivale a 0.0361 lb piefpulg 2 • La caída de presión a través del polvo depositado es de ( 4. 7 4-0.55) pulgadas de agua, que equivale entonces a 0.151 lb piefpulg2 • Empleando los valores apropiados, se encuentra que

]l,

279

Además, en unión de la ecuación (5.85 ), el valor de W definido anteriormente se puede expresar como

Solución '<:ji .

EQUIPO DF CONTROL DF PARTICULAS

(5.89)

(5.91)

Las unidades de W pueden ser gramos por pie cuadrado o gramos por metro cuadrado. Para condiciones dadas de flujo de gas y características de las partículas, la ecuación ( 5. 91) indica que el arrastre del filtro debe variar linealmente con W. En realidad, la tendencia se asemeja más a la curva de la figura 5.30a. En la parte inicial no lineal de la curva, se está formando una nueva torta de filtro sobre una tela de filtro limpia. Por tanto, la superficie de la capa de polvo es bastante irregular durante un período inicial, y la resistencia al flujo aumenta rápidamente hasta que se rellenan las regiones no homogéneas de la capa de polvo. Una vez que se haya formado un lecho bastante uniforme, el arrastre del filtro variará entonces linealmente con la densidad del área, W. Una vez que se inician los ciclos de limpieza, la posición de la curva de arrastre es normalmente muy diferente de la mostrada en la figura 5.30a. La referencia a la figura 5.30b muestra varias posibilidades. La curva 1) representa la situación cuando ocurre la máxima limpieza posible. Como algún polvo se queda sobre la tela del filtro, después de la limpieza. existe un arrastre residual, SR. La curva 2) representa la limpieza altamente eficiente de una tela tejida, donde la carga residual sobre la tela puede ser del 5 al 1 O por ciento de la carga terminal. El valor de W después de la limpieza podría ser alrededor de 20 a 50 g/m 2 (0.07 a 0.15 oz/pie 2 ). En telas tejidas, el valor de 2 Wr al final del ciclo puede alcanzar 750 a 1,000 g/m • La curva 3) en la figura 5.30 b representa un intervalo promedio de limpieza para el sacudimiento mecánico, donde una fracción considerable del polvo se ha quedado en la superficie del filtro. La posición actual de la curva de funcionamiento depende del tipo de tela utilizado, así como del método de remoción. La permeabilidad del polvo depositado puede determinarse por mediciones de este tipo. Los valores del arrastre residual SR varían típicamente de 0.2 a 0.8 pulgadas de aguafpiefmin (100 a 500 Nminfm 3 ) para una tela limpia con un mínimo de polvo retenido.

EQU !PO DE CONTROL DE PARTICULAS ¡

Como el polvo recogido en una tela de filtro actúa como el medio filtrante, la eliminación de la capa de polvo durante la limpieza afecta ciertamente la eficiencia colectora. Esto se puede comprobar en la figura 5.31, donde se traza la eficiencia fraccionaria contra el tamaño de la partícula para un filtro de tela típico en un estado de limpieza y de carga. En el estado de limpieza la eficiencia bajaba por debajo de 90 por ciento para tamaños entre 0.1 y 0.5 J.Lm, pero se mantenía por encima de 98 por ciento para partículas mayores de 1 J..Lm. Según se acerca al estado de carga, la eficiencia fraccionaria estaba por encima del 95 por ciento para todos los tamaños, y se mantenía por encima de 99.6 por ciento para tamaños por encima de 1 J..Lm. En general, los filtros de tela tendrán eficiencias colectoras fraccionarias de 90 por ciento y mayores después de varios ciclos de limpieza, y la eficiencia total excederá usualmente un 99 por ciento. Las ventajas de los filtros de tela incluyen:

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Figura 5.30 Curvas de funcionamiento de un filtro de tela en función de los parámetros S y W. 99.9 1

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Después de 1 O sacudidas

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l. Factores espaciales podrán prohibir la consideración de casas de bolsas. 2. Posibilidad de explosión por la presencia de chispas en las cercanías de una casa de bolsas. 3. Por lo general, no es posible manejar materiales hidroscópicos, debido a los problemas con la limpieza de las telas.

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Entre las desventajas reconocidas se tienen:

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l. Amplia eficiencia colectora sobre un intervalo amplio de tamaños de partículas. 2. Extrema flexibilidad de diseño, proporcionada por la disponibilidad de varios métodos de limpieza y medios filtrantes. 3. Capacidad volumétrica en una sola instalación, las que pueden variar de 1 00 a 5 millones de pie 3 /m in. 4. Caídas de presión y requerimientos de energía razonables, durante la operación. 5. Capacidad para manejar una diversidad de materiales sólidos.

o.

1

0.5 1.0 Tamaño de la part(cula, micrómetros

1

5.0

Figura 5.31 Curvas de eficiencia fraccionaria de un filtro de tela. (Cortesía de la Torit Corporation.) 280

Este último aspecto limita grandemente la naturaleza de una corriente gaseosa que se pueda limpiar con el uso de un filtro de tela. Además, las partículas húmedas se pueden aglomerar sobre la tela del filtro, cuando se trata de manejar con el equipo, gases de escape que están a temperaturas cercanas a su punto de rocío. Suficiente transferencia de calor de un gas de escape, según se acerca a una casa de bolsas, puede conducir a la condensación del vapor de agua, y la posterior depositación de materiales húmedos sobre el filtro. Otra de las grandes

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282

PARTICULAS

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

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desventajas de los filtros de tela es su limitada utilidad con respecto a las corrientes de gas que contengan materiales cáusticos. El filtro de tela es competitivo con los lavadores de alta energía y los precipitadores electrostáticos en términos de la obtención del control efectivo de partículas sólidas, especialmente con polvos finos. El costo inicial de un filtro de tela será probablemente algo más alto que el de un lavador venturi, pero los costos de operación serán menores, con el costo total a favor del filtro. Desde fines de la década de los años setenta, los filtros han resultado altamente competitivos con los precipitadores electrostáticos para proyecto de muy grandes dimensiones, con los filtros en desventaja en los diseños a menor escala (27). Para las nuevas plantas que consumen combustibles fósiles, la tecnología futura podrá incluir la remoción de dióxido de azufre por lavado en seco. (El lavado en seco es un proceso diseñado de tal manera que las gotas del líquido de lavado se evaporan antes de abandonar la cámara de aspersión. Véase la sección 7.4). De este modo, tanto las partículas como el so2 se podrán remover por medio de un filtro de tela, con una cierta reducción tanto en el capital como en los costos de operación. Se ha estimado (28) que un sistema doble de filtro de tela y secador por aspersión, para polvos y so2 podría costar $80/kW, con base en dólares de 1978. Por el contrario, una combinación de un precipitador electrostático con un sistema de lavado húmedo (cal-caliza) podría llegar hasta cerca de $165/kW. Cuando se utilizan filtros de tela para recoger las cenizas finas de una planta de energía que consume carbón, la velocidad entre el aire y la tela se mantiene baja (alrededor de 2 piesfmin o 1 m/min) y se usa el flujo invertido para la limpieza. El tamaño de la casa de bolsas (número de bolsas) determina en gran parte el costo del sistema filtrante. Los costos iniciales, según el año 1979, son aproximadamente de $7.00 para una capacidad de un pie cúbico por minuto, con los costos de instalación de cerca de O. 7 5 a 1.3 veces el costo del equipo. Los costos de mantenimiento son elevados, variando entre 1 O y 25 por ciento de los costos iniciales por año, ya que es necesario reemplazar las bolsas. Las memorias de un simposio muy completo sobre el uso de filtros de tela para el control de las partículas en el intervalo de los submicrones aparecen en la literatura (29). Un manual que se puede obtener del gobierno federal (30) cubre con bastante extensión las características de las telas, funcionamiento, detalles de diseño y la economía de los filtros de tela. 5. 9.E

Precipitadores electrostáticos

La colección de partículas y aerosoles mediante la precipitación electrostática se basa en la mutua atracción entre las partículas con una

carga eléctrica y un electrodo colector de polaridad opuesta. Esta técnica ha formado una parte importante de los métodos industriales de limpieza, desde los primeros trabajos de F.G. Cottrell en 1910. Entre sus ventajas están: una capacidad para manipular grandes volúmenes de gas, altas eficiencias colectoras aun para partículas del tamaño de los submicrones, bajo consumo de energía y bajas pérdidas de tiro, y capacidad para operar con gases a temperaturas relativamente altas. Se han construido precipitadores electrostáticos para gastos volumétricos desde 100 a 4,000,000 de pie 3 /min, y se utilizan para remover partículas entre 0.05 y 200 ¡Jm. Para la mayoría de las aplicaciones, la eficiencia colectora oscila entre 80 y 99 por ciento. Al surgir reglamentos más estrictos para la contaminación del aire, las eficiencias dentro del intervalo de 98 a 99 por ciento, se han hecho muy comunes, y en algunos casos llegan hasta el intervalo de 99.5 a 99.9 por ciento. La caída de presión es por lo general muy pequeña, extendiéndose de 0.1 a 0.5 pulgadas de agua (0.25 a 1.25 mbars). Se pueden acomodar temperaturas de los gases de hasta 1,200°F (920°K) y presiones de hasta 150 lbfpulg 2 ( 1 O bars ). Estas características deseables explican el uso extensivo en las industrias de precipitadores electrostáticos, expecialmente en el campo de la generación de la energía. Además, es importante tener en cuenta que la energía gastada en la separación de las partículas de una corriente de gases de escape, y no sobre la corriente de gas. Esto resulta único para los equipos de colección en el campo de la contaminación del aire, ya que otros dispositivos con diferentes principios de separación requieren gasto de energía sobre toda la corriente de gas, a fin de cumplir el efecto deseado. Algunos datos típicos tomados de las aplicaciones industriales del precipitador electrostático se presentan en la tabla 5.10. Se utilizan diversos principios geométricos básicos en el diseño de los precipitadores electrostáticos. Uno de ellos es del tipo de tubo, en donde los electrodos consisten de alambres suspendidos axialmente dentro de un tubo. Se aplica un voltaje muy alto de corriente directa, entre el alambre y el tubo, y el gas sucio fluye hacia abajo por el tubo y a través del campo eléctrico establecido entre los electrodos. El dibujo de la figura 5.32 muestra el diseño típico de una unidad comercial en gran escala. A pesar de que sólo se muestran dos placas verticales, se usaría normalmente un gran número de placas paralelas, dependiendo del número de pasajes paralelos necesarios para acomodar el gasto volumétrico requerido. Por lo general, el flujo es horizontal, y los pasajes son bastante estrechos -del orden de 8 a 10 pulgadas (20 a 25 cm). La altura total de una plancha puede ser tan grande como 30 a 40 pies, con una longitud de 25 a 30 pies. Los alambres de alto voltaje se deben colgar precisamente en las líneas de centro de cada pasaje del gas. En la mayoría de los casos, los alambres están cargados

-

284

PARTlCULAS

Tabla 5.10 Algunos datos típicos de los usos de los precipitadores electrostáticos.

Industria (uso) Energía eléctrica (cenizas finas) Cemento Portland (polvo del horno) Acero (de reverbero) Pulpa y papel (vapores de las plantas de pulpa kraft) Petróleo (recuperación del catalizador)

Gasto de gas (10 3 pcam)

Temperatura o F(oC)

Concentración del polvo grjpie 3 (g/m3)

50-750

270-600 (130-320)

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50-1,000 30-75 50-200

50-150

30-750 (150-400) 100-150 (40-65) 275-350 (135-180)

0.50-15 (1.1-35) 0.02-0.5 (0.04-1.1) 0.50-2 (1.1-4.5)

350-550 (180-290)

0.10-25 (0.2-60)

Eficiencia típica,% 98-99.6

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Electrodos de placa

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285

EQUIPO DF CONTROL DE PARTICULAS

Vista horizontal en dirección del flujo (a)

99-99.9

FUENTE: AirPollution EngineeringManual, AP-40, 2a. ed., EPA, mayo de 1973.

de 20 a 100 k V por debajo del potencial de tierras y son bastante típicos con 40 a 50 k V. (Si el aire que sale del precipitador va directa· mente a una región habitada, el electrodo central se carga positivamente para evitar formación excesiva de ozono.) La velocidad del gas se mantiene generalmente dentro del intervalo de 1 a 20 piesfs. Un gasto de gas a 8 piesfs a través de un pasaje de 9 pulgadas de ancho y 30 pies de alto tendría un gasto volumétrico de 10,800 pie 3 Jmin. Se podrían acomodar gastos totales más al tos, colocando en paralelo algunas secciones de 9 pulgadas de ancho. El diferencial de voltaje muy alto entre los electrodos hace que los electrones pasen a velocidad muy alta del alambre central a la corriente de gas que pasa. Los electrones se fijan a su vez a las moléculas de gas que pasan a través del dispositivo, y forman iones negativos. La existencia del gas fuertemente ionizado en los alrededores del alambre se hace evidente por un efecto visible de una corona azul. La entrada de energía de la corona puede variar de 0.05 a 0.5 kW por 1,000 pies 3 /m in de flujo de gas. Bajo la influencia dc la gran fuerza electrostática existente, los iones negativos emigran hacia las placas exteriores conectadas a tierra, mientras que los iones positivos regresan al alambre central (que es negativo en relación con las placas conectadas a tierra). Por tanto, la primera etapa física en el mecanismo colector es una de ionización del gas. La segunda etapa es la carga de las partículas de polvo que se encuentran en la corriente de gas. Esta carga

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Figura 5.32 a) Croquis de un precipitador electrostático de placa y alambre. b) Precipitador electrostático montado. (Cortesía de Research-Cottrell, Inc., Bound Brook, N. J.)

PARTICULAS

286

es el resultado de la colisión de las partículas con los iones cargados negativamente. No existe dificultad alguna para cargar las partículas de gas, puesto que los iones están presentes en abundancia, y su tamaño es cuando menos varios órdenes de magnitud más pequeños que el polvo de tamaños en los submicrómetros. Teóricamente, la carga limitada q aplicada a una partícula esférica de diámetro dp y mayor que aproximadamente 1 ¡J.m es

q = P'1Tf. o E e d p 2

(5.92)

donde p = 3Df(D + 2), Des la constante dieléctrica de la partícula, y E e es la fuerza del campo de carga. Como la constante dieléctrica para muchos tipos de polvo se encuentra entre 2 y 8, el factor p en la ecuación (5.92) está por lo general entre 1.50 y 2.40. La etapa siguiente del mecanismo de colección es la migración de las partículas de polvo cargadas a las placas electrodos, donde tiene lugar la colección del polvo. La velocidad a la que se efectúa la migración se conoce como la velocidad de migración o de desplazamiento, w. Depende de la fuerza eléctrica sobre la partícula cargada así como de la fuerza de arrastre desarrollada cuando la partícula trata de moverse perpendicularmente al flujo principal de gas y hacia el electrodo colector. La fuerza electrostática es proporcional a la carga sobre la partícula y a la fuerza Ep de precipitación o colección del campo. Empleando la ecuación (5.9a), se encuentra que la fuerza electrostática Fe está dada por

Fe

= qEP = p'IT!.oEcEpdp 2

La fuerza de arrastre sobre una partícula que está dentro de la región de flujo de Stokes, está representada por

Fd

=

3'1TJ.Lgdpw Kc

(5.93)

donde Kc es nuevamente el factor de corrección de Cunningham, que se debe aplicar a partículas con un diámetro menor de aproximadamente 1 O ¡J.m. (K e se puede evaluar por la ecuación 5.27). Al igualar las fuerzas eléctricas y de arrastre, la velocidad de desplazamiento para partículas esféricas en la región de flujo de Stokes dp de aproximadamente 1 a 100 ¡J.m en el aire, está dada por

w=

(5.94)

287

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

donde w está en metros por segundo, J.l.g en kg/s·m, d en metros, E en volts por metro, y la permitividad € 0 = 8.854 X 10- 12 culombios/vol-metro (C/V·m). De aquí resulta que, w =

2.95 X 10- 12 pEcEpdp J.l.g

Kc

(5.95)

cuando se emplean las unidades indicadas anteriormente. Cuando J.l.g está expresada en kg/m·h y dp en micrómetros, entonces la constante de la ecuación ( 5. 9 5) se convierte en l. 06 X 10- 1 4 • La viscosidad del aire a las condiciones ambientales (25°C y 1 bar) es de 0.068 kg/m-h. Esta ecuación teórica muestra que la velocidad de migración es directamente proporcional al diámetro de la partícula y el cuadrado de la fuerza del campo (si E e y Ep son iguales) e inversamente proporcional a la viscosidad del gas. A pesar de ser esencialmente indepen-diente de la presión, la viscosidad del aire aumenta aproximadamente en un 50 por ciento entre 300° y 500°K (80° a 460° F). Por lo tanto, la velocidad de desplazamiento es sensible a los cambios de temperatura. En la práctica, la velocidad real de desplazamiento puede desviarse considerablemente del valor teórico pronosticado por la ecuación (5.95 ). La principal razón se debe a que los precipitadores en la práctica no se pueden modelar por una pura transferencia electrostática de masa, normal a un flujo laminar de gas. Estarán presentes diversos grados de difusión turbulenta, junto con efectos de inercia. Se cree también que un fenómeno como el viento de inercia contribuye a la migración. Se viola el criterio del flujo laminar de la ley de Stokes, cuando el número de Reynolds Re sea aproximadamente mayor de l. Esta condición puede ocurrir bajo diversas combinaciones de gran tamaño de las partículas, altas densidades del gas, debido a presiones elevadas, y valores altos de los campos eléctricos. Sin embargo, la velocidad de migración de la partícula es una magnitud fundamental en todas las teorías que tratan de explicar y predecir el funcionamiento de los precipitadores electrostáticos. Si fuera posible, su valor en <;álculos de diseño se deberá basar sobre observaciones de equipos que operen en condiciones similares a aquellas a las que se destina el diseño. Para partículas menores de 5 ¡J.m, la velocidad teórica de migración (o de desplazamiento) es usualmente menor de 0.3 m/s. Para las cenizas finas, la velocidad de migración por lo general se encuentra entre 0.01 y 0.2 m/s (0.03 a 0.6 piefd) para las partículas pequeñas de importancia en los dispositivos electrostáticos para la eliminación de partículas. El tercer mecanismo físico para la colección electrostática de partículas es la depositación real de las partículas cargadas sobre el electrodo, con el posterior crecimiento de una capa de polvo. Las fuerzas

288

adhesivás, cohesivas y eléctricas deberán ser suficientes para i... ...,cun la resuspensión de las partículas por la corriente de gas. Una dad de la capa de polvo que es extremadamente importante en operación del precipitador, es la resistividad dieléctrica del polvo. Debido a la muy variable naturaleza de los polvos industriales, la resistividad puede variar de 10- 3 a 10 14 ohm·cm. Cuando la resistividad menor de 10 4 ohm·cm, existe un movimiento rápido de carga desde el polvo depositado hasta la placa colectora. Por lo mismo, sucede una ineficiente carga electrostática en las partículas de polvo colectadas que sea capaz de mantenerlas en su lugar. Es frecuente la resuspensión de las partículas hacia la corriente de gas, y cae la eficiencia de colección. El negro de humo, importante producto industrial, es un ejemplo de un polvo de baja resistividad. En el otro lado de la escala, las resistividades mayores de aproximadamente 10 10 ohm-cm son una fuente importante del mal funcionamiento de los precipitadores. Primero, una fracción considerable de la caída total del voltaje entre los electrodos tiene lugar a través de una capa de polvo de alta resistividad, como resultado del efecto de aislamiento eléctrico. Por tanto, sólo una porción de la energía total de la corona o halo eléctrico estará disponible para ionizar y empujar las partículas cargadas hasta el electrodo colector. Un segundo problema debido a la alta resistividad se conoce como contracorona o contraionización. Este efecto ocurre cuando la caída de voltaje a través de la capa sobrepasa la fuerza dieléctrica de la capa. El aire atrapado dentro de la capa de polvo depositada se ioniza como resultado de la gran caída de potencial a través de la capa. Cualesquiera iones positivos que se formen tenderán a emigrar separándose de la placa colectora y a neutralizar las partículas ionizadas que se acercan a la placa. Esta situación disminuye la cantidad de partículas que se depositan. Además, la ionización puede llevar a la formación de chispas en la capa de polvo, las que pueden acarrear nuevamente el polvo depositado, a la corriente de gas. Estos efectos reducen la eficiencia colectora del precipitador. La precipitación electrostática es más efectiva en la colección del polvo, dentro del intervalo de resistividad de 10 4 a 10 10 ohm-cm. Puesto que muchos de los polvos industriales no caen dentro de este intervalo, con frecuencia es necesario cambiar las condiciones de operación a fin de aumentar las eficiencias colectoras. Existen dos propiedades de los gases que ejercen una influencia considerable en la resistividad del polvo; se trata de la temperatura y la humedad. El efecto de estos dos parámetros se muestra en la figura 5.33a que es representativa del polvo de los hornos de cemento. La forma de domo de la curva de temperatura contra resistividad es muy típica de las partículas industriales. Nótese que el máximo de las curvas se desplaza a más bajas temperaturas según se baja la humedad. Para polvos raza-

289

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

nablemente secos, el máximo de resistividad está en general alrededor de los 300°F (420°K), y las curvas de la figura 5.33a muestran este valor. La forma de las curvas se debe a un cambio en el mecanismo de conducción a través del volumen de la capa de partículas, según se altera la temperatura. Por debajo de 300°F, el mecanismo predominante es la conducción superficial. Para este tipo de conducción, las cargas eléctricas son transportadas en una película superficial adsorbida sobre las partículas. Según aumenta la temperatura por encima de 3 00° F, el fenómeno de adsorción se hace menos efectivo. El otro · mecanismo es la conducción volumétrica o intrínseca. La conducción volumétrica implica el paso de una carga eléctrica a través de las partículas. Este paso depende obviamente de la temperatura y composición de las partículas. Para la mayoría de los materiales, la relación entre la resistividad eléctrica, Pe y la temperatura absoluta T debida a la conducción intrínseca, está dada por una ecuación del tipo de la de Arrhenius, Pe

=

A

exp( ~: )

(5.96)

10 14 10

12

\Completamente seco

6.6 por

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20 por ciento de H20

109

L---~-----L----~--~-----Y

200

300 400 500 600 700 Temperatura, grados Fahrenheit

11

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10 11

1

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10 10 L----L----L----L----L----L--~

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100 200 300 400 500 600 Temperatura, grados Fahrenheit (b)

(a)

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Figura 5.33 Efecto de la temperatura y del contenido de humedad sobre la resistividad eléctrica de los polvos. a) Acondicionamiento de la humedad del polvo de los hornos de cemento; b) efecto de la humedad del gas en el aumento de la conductividad de una ceniza fina típica. (FUENTE: H. J. Whit'e, "Resistivity Problems in Electrostatic Precipitation." ]. Air Pollu. Control Assoc. 24 (abril de 1974): 314.) :;¡ ¡':',¡¡

;¡

290 291

DE CONTROL DE PARTICULAS

donde A es una constame, E es la energía de activación del electrón (un valor negativo) y k es la constan te de Bol tzmann. El lado izquierdo de las curvas de la figura 5.33 es más difícil de ajustar a una expresión teórica, puesto que la conducción ocurre a través de una película adsorbida. La influencia de hasta cantidades pequeñas de líquido {humedad) en la corriente de gas, se muestra en la figura 5.33b, que está basada en una ceniza fina típica. El contenido de vapor de agua en un gas de combustión, procedente de un hidrocarburo que se quema, está dentro del intervalo de 5 a 1 O por ciento en la mayoría de los casos. Constituye otro método para obtener resistividades eléctricas en el intervalo deseado, la adición de agentes acondicionadores a la corriente de gas. Esto se realiza usualmente en el intervalo de las temperaturas más bajas, a fin de aumentar la conducción superficial. La adición de pequeñas cantidades de S0 3 ó NH 3 , que actúan como electrolitos cuando son adsorbidos sobre las partículas de polvo depositadas, reduce rápidamente la resistividad. Estas dos sustancias, y los compuestos estrechamente relacionados con ellas, son los únicos agentes acondicionadores que son factibles económica y técnicamente en la práctica comercial {34). La figura 5.34a muestra el efecto acondicionante de las bajas concentraciones de ácido sulfúrico sobre

resistividad de la ceniza fina. Para el caso de esta ceniza fina, una tración de 0.40 por ciento de vapores de H 2 S0 4 a una temperatura tí pica en la chimenea de 3 00° F (4 20°K) reduce la resistividad • la región de 1 O10 ohm-cm, lo que es de desear para la efectiva operación del precipitador. El efecto de la inyección directa de S0 3 en un gas de la combustión se muestra en la figura 5.34 b. Esta curva indica que la inyección de sólo 1 o a 20 ppm de so3 es suficiente para reducir la resistividad a un valor que permita buenas eficiencias colectoras. La adición de S0 3 presenta algunas interesantes implicaciones respecto a las normas federales existentes para la emisión del so2. En otro tiempo, muchas plantas de energía, consumidoras de carbón y otras instalaciones, consideraban al so2 producido por la combustión del azufre presente en el carbón como un beneficio adicional. Se oxidaba a trióxido suficiente cantidad de dióxido de azufre, que se adsorbía a continuación para facilitar el acondicionamiento de la capa de polvo. Pero con el advenimiento de los combustibles de bajo contenido de azufre, que eran necesarios debido a las normas de emisión, la resistividad de las partículas cambia lo suficiente para alterar la efi-

10'2

g

10'' Medicionesde la resistividad in si tu

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"O "O

109

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1QBL-__-L----~---k--~----~--5Q 100 150 200 250 300 350 Temperatura, grados Fahrenheit (a)

~

o

~

0:

*

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N

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O 1 .2 por ciento de S O 0.8 por ciento de S 6. 2.3 por ciento de S X 2.9 por ciento de S 2.5 por ciento de S

1011

.,...c:

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E .<: o 10'0

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"

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0:

~., 0:

108

o

-1u

20

30

S03 inyectado, partes por millón en (b)

Figura 5.34 Efecto del acondicionamiento de las cenizas finas por a) vapores de H2 S04 y b) inyección de S03 en el gas de escape. (FUENTE: H. j. White. "Resistivity Problems in Electrostatic Precipitation." ]. A ir Pollu. Control A .une. 24 (abriL de 1974): 314.)

1Q 9 ~LL--~JL--~_____ L_ _ _ __ L_ _1-~----_.

200

250

300 350 400 450 Temperatura, grados Fahrenheit

Figura 5.35 Variación de la resistividad de la ceniza fma con el contenido de azufre del carbón. (FUENTE: D. E. SelzleryW. D. Watson,j5. "Hot versus Enlarged Electrostatic Precipitation of Fly Ash." J. A ir Pollu. Control Assoc. 24 (febrero de 1974): 115.)

j

293 EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

292

ciencia original de remoción del precipitador. La figura 5.35 muestra la variación de la resistividad de la ceniza fina del carbón, como una función del contenido de azufre del mismo. A pesar de que se necesitan más datos para fijar con mayor certeza el efecto de la disminución del contenido de azufre sobre la resistividad resulta aparente. Por tanto, un diseñador de precipitadores debe hoy en día anticipar los cambios en el gas de la chimenea pronosticados por las cambiantes normas federales de emisión. El uso del S0 3 para mejorar el funcionamiento del precipitador, usando combustibles de bajo contenido de azufre, no aumenta las emisiones de SOx, puesto que el S0 3 es adsorbido y removido con las partículas que se colectan. Por lo general, la materia particulada depositada se elimina de los electrodos colectores por impactos secos y por vibración. Se pueden recoger tanto las partículas sólidas como las líquidas. Cuando intervienen las partículas líquidas, éstas emigran a las placas colectoras, donde se unen y caen por gravedad al fondo del colector. Los impactos secos a los electrodos a fin de eliminar las partículas sólidas, en general ocurren cuando el polvo ha formado una capa de 1/8 a 1/4 de pulgada. Las partículas contiguas a la placa pierden la mayor parte de su carga, mientras que el más reciente depósito de material está todavía altamente cargado. Con la atracción eléctrica relativamente débil entre las partículas adyacentes a la placa y la propia placa, el golpeteo tiende a desprender en grandes trozos el polvo colectado. Estas caen por gravedad a una tolva colocada más abajo. El golpeteo se debe controlar de manera que la cantidad de polvo fino que se libere, sea muy pequeña. Si la velocidad del gas a través de los pasajes entre las placas es lo suficientemente baja, cualquier polvo fino se debe recargar y redepositar antes de salir del precipitador. La longitud del pasaje del precipitador -requerida para remover un tamaño determinado de partícula se puede estimar aproximadamente si se conoce la velocidad de desplazamiento, ya comentada. Después de tener en cuenta un período de carga, el tiempo requerido para que una partícula emigre al electrodo colector debe ser menor que el tiempo que le tomaría a la partícula para pasar junto con el gas a través del precipitador. Cuando estos tiempos sean exactamente iguales, dicho tamaño de partícula se colectará con una eficiencia del 100 por ciento, pero sin tolerancia de error. Para una eficiencia colectora teórica del 100 por ciento, la longitud del pasaje de gas requerido está dada por L

= s~ w

jede flujo. En la ecuación (5.97) se debe usar un grupo coherente de unidades. Se debe añadir una longitud adicional del pasaje de flujo corriente arriba, para tener en cuenta el tiempo requerido para cargar las partículas.

Ejemplo 5.11 Considérese un colector del tipo de placas con un espaciamiento total de 23 cm (9 pulgadas) y un voltaje aplicado de 50 kV. La velocidad media del gas a través del colector es de 1.5 mjs. Estímese la longitud de la placa colectora, requerida para una eficiencia colectora de 100 por ciento para partículas de 0.5 J.lm a 420°K.

Solución Si se su pone un valor de 2 para p, se utiliza primero la ecuación ( 5. 9 5) para evaluar la velocidad de migración de desplazamiento, w.

1.1

w= =

X l0-

14 pE 2dP

_ 1.1 X 10-

/Lg

14

donde L es la longitud del electrodo colector, s es la distancia entre el electrodo de carga y el colector, y V es la velocidad del gas en el pasa-

:,

(2)(50,000/0.115) (0.5) 0.0863

1~['

l~i

1

0.024 m/s

,,

<1.!.

Con base en la ecuación ( 5. 9 7), la longitud teórica del electrodo colector será sVg (0.23/2)(1.5) L=-= 0.024 w

= 7.2 m(23.6

~~~···1

pie)

La longitud práctica requerida para eliminar 99 por ciento o más de un tamaño dado varía mucho del valor teórico calculado, debido a las suposiciones impuestas al modelo teórico. Las desviaciones de tales suposiciones básicas como son un campo de precipitación uniforme, velocidad del gas uniforme, partículas esféricas, propiedades eléctricas uniformes, y así sucesivamente, son responsables de las diferencias en-

1,

tre la teoría y la práctica. Se han propuesto varias ecuaciones que relacionan la eficiencia colectora de un precipitador electrostático con los varios parámetros de operación. Una de las expresiones frecuentemente citadas es la ecuación de Deutsch,

(-Aw)

11=1-expQ (5.97)

·~

2

(5.98)

donde A es el área de los electrodos colectores, w es la velocidad de desplazamiento y Q es el gasto volumétrico. Las unidades de A, w y

t¡• 1

1':1

~

294 PARTICU

-----~.......~ El formato de esta ecuación se puede deducir de consideraciones cas (3 2) o de cálculos de probabilidades (3 3 ). Esta ecuación es ú para los fines de estimación. Para una eficiencia global, se deberá usarJ alguna forma de velocidad promedio de migración, puesto que w es, por lo general, la velocidad de "desplazamiento para un tamaño dado, como se indica en la ecuación (5.94). A causa del término exponencial, no es posible una eficiencia colectora del 1 00 por ciento, puesto que A, w y Q son siempre finitas. Como w varía directamente con el tamaño de la partícula, la eficiencia fraccionaria esi:á relacionada exponencialmente con el diámetro de la partícula. En el ejemplo precedente, el colector del tipo de placas tenía un espaciamiento de 23 cm y un flujo de gas de 1.5 mfs. La ecuación general de la velocidad de desplazamiento, para dicho ejemplo es Q deberán ser coherentes, ya que el factor AwjQ carece de

w = 0.048dp

j',

donde dp está en micrómetros y w en metros por segundo. Si se escoge, además una altura de placa de 1 O m y una longitud de 8 m, la ecuación ( 5. 98) se reduce a

,¡

¡.

~'

•••

~1

1)

~

1

~'

~

=

1 - exp( -2.23dp)

La figura 5.36 representa una gráfica de dicha ecuación para tamaños de partículas hasta 3 J,Lm; más allá de este tamaño, la eficiencia colectora es esencialmente 100 por ciento. Esta curva de eficiencia fraccio-

!PO DE CONTROL DE PARTICULAS

.-naria conduce a error, puesto que pronostica muy bajas eficiencias :para pequeños tamaños_ d~ la partícula. L~s _eficiencias fraccionarias medidas en muchos preCipltadores electrostattcos muestran un aumento en el intervalo de los submicrómetros. Si la eficiencia fuera de 90 a 95 por ciento para partículas de 1 J,Lm, podría elevarse hasta 99 por ciento para un tamaño de la partícula de 0.1 J,Lm. Las mediciones (34) indican que en muchos casos la eficiencia colectora mínima ocurre dentro del intervalo de 0.1 a 0.5 J,Lm. El aumento de la eficiencia colectora para los diámetros más bajos de las partículas sugiere que un equipo de precipitación electrostática es un dispositivo que promete una eliminación efectiva cuando se trate de la remoción de partículas finas. No se deberá usar la ecuación de Deutsch para predecir directamente el comportamiento de un polvo de origen industrial, debido a que la eficiencia colectora no se puede determinar aun utilizando datos fundamentales (35 ). Si se utilizara su formato, es mejor considerar a w como un factor de funcionamiento. Entonces se deberá determinar el valor de w, con base en estudios de planta piloto bajo una diversidad de condiciones. No obstante, la ecuación (5.98) es útil para estimar el efecto de operar en condiciones fuera de diseño. Supóngase, por ejemplo, que un tamaño de partícula de 2 J,Lm es representativo del polvo en el ejemplo anterior. Esto es, la velocidad promedio de desplazamiento, es w

¡ ......

¡j

100

o

~

u

oa. 1

~- 60 1

CD

e:

o

'uu

...~

40

CD

'ue: CD

'u ~

20

w

o

n

1)

(,

..,,

0.048(2) = 0.096 mjs

= 1 - exp[- 2.23(2) J = 0.988(98.8 por ciento)

Ahora bien, como resultado de un cambio en los requerimientos del proceso, el flujo de gas a través del precipitador se aumenta en 20 por ciento. La eficiencia colectora global resulta ser entonces

V

1

1)

L /

--

= 0.048dP =

¡;

y la eficiencia colectora global es

v--

/

80

295

LO

1,5

2,0

2.5

3,0

Diámetro de la Partlcula, micrómetros

figura 5.36 Una cuzva típica de eficiencia fraccionaria para precipitadores electrostáticos, basada en la ecuación (5.98).

] . = 1- exp [ -2.23(2) 1. = 0.976 (97.6 por ctento) 2

Por lo tanto, una sobrecarga del 20 por ciento en el gasto, disminuye la eficiencia en un 1.2 por ciento. Sin embargo, esta pequeña disminución en la eficiencia colectora aumenta la masa de partículas no eliminada por el precipitador, en un factor de 2. Como regla general, cuando se requiere un cambio pequeño en la eficiencia de eliminación debido a cambios en la operación, conduce a un cambio drástico en la emisión de partículas. Una de las desventajas de los precipitadores consiste en que no son adaptables fácilmente a las cargas y condiciones de operación variables. Entre otras desventajas se encuentran el alto costo inicial y los grandes requerimientos de espacio. Además,

1

1•·

296

PARTfCULAS

Tabla 5.11 Velocidades efectivas de migración típicas de los polvos industriales.

Instalación

w(piesjs)

Cenizas finas de las empresas de servicios o termoeléctricas Neblina de ácido sulfúrico Cemento (seco) Altos hornos Polvo del catalizador

.[

~·

=

20 cm/s (0.1 a O. 7 pie/s ). Otra posible ecuación empírica que contiene dos coeficientes, pudiera ser

w(cm/s}

-wA

~=1-expQ (

0.13-0.67 0.19-0.25 0.19-0.23 0.20-0.46 0.25

1 - (1+

:~

rn

)x

4-20

6-8

que es una modificación del modelo original de Deutsch. En este caso, se fija en general x como 0.5. En cualesquiera de los casos, w es la velocidad de desplazamiento efectiva, aplicable a una industria en particular y para un intervalo dado de condiciones geométricas y de operación del precipitador.

6-7 6-14 7.5

puede que se requiera un limpiador previo, si es que se esperan cargas de polvo altas. En el párrafo anterior se seleccionó una velocidad promedio de desplazamiento a fin de estimar el funcionamiento en condiciones fuera de diseño. Esta velocidad promedio se conoce también como la velocidad "efectiva" de desplazamiento o migración, y con frecuencia se usa en los cálculos de diseño. En la tabla 5.11 se presentan ejemplos de velocidades efectivas de migración típicas, basadas en datos experimentales, para algunas de las industrias existentes. La ecuación de Deutsch, aun cuando se la adapte con datos empíricos de la velocidad de migración, no se ajusta a los datos reales de los precipitadores ultraeficientes que ahora se requieren en muchas aplicaciones. Se conocen, por tanto, numerosos intentos de modificación de manera que se puedan hacer predicciones razonables para el nuevo equipo. Ya se ha indicado (36) que una ecuación basada en conceptos tomados de los métodos para la disposición de las aguas residuales, es útil para pronosticar las eficiencias globales de los equipos de precipitación electrostática, especialmente en el intervalo de las eficiencias altas. La ecuación, basada en los trabajos de Hazen, tiene la forma:

~

297

EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

Ejemplo 5.12 Se encuentra que un precipitador con un área colectora específica (A/Q) de 3 00 pie 2 /1,000 pcam tiene una eficiencia colectora global observada de 97.0 por ciento. Si el valor de A/Q se aumenta a 400 pie 2 /1,000 pcam, estímese la eficiencia colectora total esperada, sobre la base de una velocidad de migración efectiva constante, y utilizando a) la ecuación de Deutsch y b) la ecuación tipo Hazen con un valor den de 4.

Solución

a) Por sustitución en la ecuación (5.98) de los datos proporcionados, se obtiene una velocidad de migración efectiva para la ecuación de De u tsch. Luego

0.97 w

= 1- exp( -0.300w)

= 11.69 pie/min (5.9 cm/s)

El uso de este valor efectivo de w con un valor de A/Q de 0.400 dará ~ = 1 - exp - 11.69(0.400) = 0.991

(5.99)

donde n es una constante ajustable que varía de 1 a infinito. Para los precipitadores electrostáticos, los valores de n que se ajustan a la mayoría de los datos, van de 3 a 5 con un posible intervalo total de 2 a 8. Cuando n es infinito, la ecuación anterior se reduce a la ecuación de Deutsch. Como ya se indicó, la experiencia ha demostrado que las velocidades de migración efectivas están dentro del intervalo de 4 a

b) La sustitución en la ecuación de eficiencia del tipo de Hazen de los datos proporcionados, da una velocidad de migración efectiva algo diferente. 0.97 = 1 - ( 1 +

· ~w) -

03

4

w = 18.71 piefmin (9.5 cmfs)

.~. :¡.

~~~~

1,1;

,,

Al resolver ahora la ecuación (5.99) para la nueva eficiencia, se observa que

1!l

100

•

ID

:;

11

= 1 - [1 +

18.71(0.40) ] - 4 4 = 0.985

¡; 1

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Por lo tanto, si se mejora la operación del precipitador aumentando el área colectora específica, la ecuación de Hazen pronosticará un aumento algo menor en la eficiencia colectora total, que la dada por la ecuación de Deu tsch. El costo total de instalación de los precipitadores electrostáticos oscilaba entre $5.00 y $9.00 por pies cúbicos reales por minuto eo 1979. El costo de operación es muy bajo, debido en parte a la pérdida de tiro (presión) muy baja en dichas unidades, la que es alrededor de 0.5 pulgadas de agua (1.25 mbar). En las referencias (32) y (37) se encuentran comentarios excelentes de los precipitadores electrostáticos. Esta última referencia contiene también una bibliografía extensa que abarca hasta fines de la década de los años sesenta. La referencia (38) presenta un informe detallado de un simposio celebrado en 1974, sobre la tecnología del tratamiento de las partículas finas por los precipitadores electrostáticos. Un interesante dispositivo para la eliminación de partículas de las corrientes de gas combina un precipitador electrostático con un lavador húmedo. Por lo general, dicho dispositivo se conoce como un lavador aspersor electrostático (de gotas), o un precipitador electrostático húmedo. Con base en los cálculos teóricos, esta combinación debe dar por resultado una eficiencia colectora mejorada notablemente, para el caso de partículas pequeñas (en el intervalo de 0.5 a 5 J.Lm). Un cierto número de investigaciones experimentales ha confirmado estos hallazgos, desde que Penney (40) propuso la teoría original en 1944. Los voltajes utilizados en los varios estudios han variado de 5,000 a 30,000 V. En la figura (5.37) se muestran los datos de un estudio reportado en 1975 (40) para una unidad pequeña (140 pie 3 /min) que operaba sobre aerosoles de ftalato de octilo. Obsérvese que la eficiencia colectora aumentó de 35 por ciento para partículas no cargadas, con un diámetro de 0.3 ¡.Lm, hasta cerca de 8 7 por ciento para partículas cargadas con el mismo diámetro. En el mismo estudio se operaba una unidad de 1,000 pie 3 /min, en conjunción con la caldera de recuperación de sulfito de magnesio en una planta de producción de pulpa de papel. Para eficiencias de recuperación altas, los requerimientos indicados de energía eran alrededor de 0.5 hp/1,000 pie 3 fmin (reales) (359 W/1,000 pie 3 reales), lo que incluía la caída de presión del gas y el agua, así como el cargado electrostático del aerosol y de las gotas de agua. Se reportaron eficiencias colectoras globales mayores del

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EQUIPO DE CONTROL DE PARTICULAS

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Diámetro medio de gota por número = 50 J.Lm Desviación normal geométrica de gota

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Diámetro de ia oartícula, micrómetro

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Figura 5.:S7 Eficiencia de colección de las partículas del lavador electrostático con gotas de rocío, como una función del tamaño de las partículas. (FUENTE: M. J. Pilat. "Collection of Aerosol Particles by Electrostatic Droplet Spray Scrubbers." J. AirPollu. ControlAssoc. 25, No. 2 (1975): 176.)

98 por ciento para esta misma unidad operando con gases calientes (alrededor de 350°F) procedentes de una caldera que consumía carbón. Se registró una descarga del polvo de aproximadamente 0.003 granos/pic 3 /s en esta última prueba. En el estudio de que se habló anteriormente, el aerosol en la corriente de gas y las gotas de agua en el aspersor, tenían cargas de polaridad opuesta, con lo que se aumentaba la fuerza de atracción entre las partículas y las gotas. Además del lavador de gotas cargadas que se acaba de describir, se puede obtener comercialmente un precipitador electrostático de película húmeda. En este último sistema, se carga eléctricamente un flujo de gotas de líquido finamente divididas; luego, las gotas son atraídas a las placas colectoras. Las gotas de agua precipitadas crean una película de agua uniforme sobre toda la superficie colectora. El lodo así formado fluye por gravedad a un canal para su disposición. Una ventaja adicional del sistema es que los contaminantes gaseosos también pueden ser absorbidos por el líquido del aspersor, antes de que las gotas sean atraídas a las placas colectoras. Podrá ser necesario añadir productos químicos al líquido del aspersor, en este último caso. a fin de aumentar la absorción de los contaminantes gaseosos. En

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PARTICULAS

los dos sistemas de lavadores descritos, los problemas de disposición seca asociados con los precipitadores electrostáticos convencionales, son sustituidos por los problemas de la disposición de los lodos húmedos. Ha surgido mucho interés en el precipitador húmedo por las reconocidas deficiencias de otros colectores de alta eficiencia de partículas. Por ejemplo, el lavador venturi se caracteriza por un consumo de energía extremadamente alto, lo que hace que el venturi sea menos atractivo en una era de costos de energía en aumento. El precipitador electrostático seco tiene limitaciones por la resistividad del polvo, las que restringen su utilidad en la colección de ciertas clases de polvos. La utilidad del filtro de tela está limitada por la naturaleza física y química de las partículas. Además, el material del filtro puede tener intervalos limitados de resistencia química y de temperatura. El precipitador electrostático húmedo supera muchas de las limitaciones de estos otros dispositivos. La naturaleza de las partículas es de considerable menor importancia, y la temperatura tiene un efecto despreciable sobre el funcionamiento de la unidad. Debido al hecho de que la placa colectora está siendo mojada continuamente, la resistividad del polvo ya no es una variable, y la resistividad de la película de agua es muy baja. Además, los contaminantes gaseosos también son removidos por el proceso de lavado; la única limitación real es la solubilidad del componente gaseoso en el líquido de lavado. Con estas características, junto con su consumo de energía relativamente bajo, el precipitador electrostático húmedo ofrece ciertas ventajas económicas y técnicas, en algunas aplicaciones, sobre los equipos más convencionales. Esto resulta cierto especialmente cuando una parte importante de las partículas se encuentra en el intervalo de los submicrómetros.

5.10

COMPARACION DE LOS EQUIPOS DE CONTROL DE PARTICULAS

El equipo específico de control de partículas que se debe seleccionar en una planta, a fin de cumplir las normas de emisión, depende de muchas variables de operación. El gasto volumétrico total es una variable importante que se ha de manejar. Si el equipo considerado no tiene la capacidad de remover partículas de la producción máxima o total de la planta, será entonces imposible cumplir las normas. La valoración máxima de la eficiencia colectora deberá constituir una importan te consideración, ya que se puede esperar una operación 1 O por ciento por encima de las condiciones de diseño, para muchos procesos industriales. Las eficiencias colectoras de muchos tipos de equipos se afectan por la operación por encima o por debajo de la capacidad

coMPARACION DE LOS EQUIPOS DE CONTROL DE PARTICULAS

301

de diseño. Las características físicas y químicas de las partículas influyen también en la selección del equipo. Por ejemplo, el grado de grosor o finura de las partículas podrá impedir ciertas selecciones. La carga de polvo de la corriente de gas (en granos por pie cúbico o gramos por metro cúbico) es otro factor importante. Para las grandes cargas de polvo (por ejemplo, 100 gr/pie 3 o 230 g/m 3 ) puede que sea necesario un limpiador previo, antes de que la corriente de gas entre en colectores más costosos y más eficientes. Es necesario considerar el intervalo de temperaturas y la posibilidad de aumentos súbitos de la temperatura, más allá del límite del equipo. Al ser igualmente importante, será necesario examinar los requisitos de mantenimiento de los diferentes tipos de equipos. A continuación aparece una lista de los cuatro tipos básicos de equipos de control de partículas, además de algunas de las situaciones en las cuales cada uno de ellos son más efectivos. Se debe tener en cuenta que dicha lista es general, y se pueden presentar muchas situaciones excepcionales. l. Los ciclones se usan por lo general cuando a) el polvo sea grueso; b) las concentraciones sean bastante altas (> 1 gr /pie 3 ); e) se desea la clasificación de las partículas; d) no se requiera una eficiencia muy alta.

2. Los lavadores húmedos se usan por lo general cuando a) sea necesario eliminar partículas finas a una eficiencia relativamente alta; b) sea deseable el enfriamiento y no sea indeseable la humedad; e) los gases sean combustibles; d) sea necesario eliminar los contaminantes tanto gaseosos como partículas. 3. Los filtros de tela se utilizan por lo general cuando a) se requieran eficiencias muy altas; b) se hayan de colectar materiales secos de valor comercial; e) el gas esté siempre por arriba del punto de rocío; d) los volúmenes sean razonablemente bajos. e) las temperaturas sean relativamente bajas. 4. Los precipitadores electrostáticos se usan por lo general cuando a) se requieren eficiencias muy altas para la eliminación de polvos finos; b) se deban manejar volúmenes de gas; e) sea necesario recuperar materiales valiosos sin modificaciones físicas.

303

PARACION DF LOS EQUIPOS DE CONTROL DE PARTJCULAS

302

Con una lista de los requerimientos de operación y un conocimiento de la capacidad de las diversas clases globales de los equipos colectores, será posible efectuar una investigación prelíminar que llf>va a un número limitado de alternativas en términos de la tecnología actual. Una comparación detallada de la capacidad de cada uno de los varios equipos colectores no es provechoso. Las capacidades cambian con el desarrollo de la tecnología, y es fácil obtener de los fabricantes de los equipos información actualizada. No obstante, existen ciertas características importantes que vale la pena comparar en este momento. La tabla 5.12 proporciona una lista de la capacidad y pérdida de tiro que son de esperar de las cuatro clases generales de equipos. Se hace otra vez énfasis en la caída de presión excesiva en el lavador ven-

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Tabla 5.12 Varias características de operaciÓn de los colectores de partículas.

Clase general Colectores mecánicos

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Prccipitadores electrostáticos

Tipo especifico

Capacidad típica

Cámara de 15-25 pie3 /m in sedimentación por pie3 de volumen de la envoltura Mampara 100-3,500 pie3 fmin por pie2 de área de entrada Ciclones 2,500-3,500 de alta pie3 /m in por pie2 eficiencia de área de entrada Automático 1-6 pie3 /mm por pie2 de área de tela Mampara de 400-600 pic 3 /m in impacto por pie2 de área de la mampara Torre 500-700 pie3 /m in empacada por pie2 de área transversal del Jecho Venturi 6,000-30,000 pie3 /m in por pie2 de área de la garg-.mta Seco, de un 2-8 pie3 /m in por pie2 del área solo campo colectora del electrodo Húmedo 5-15 pies3 fmin por pie2 de área (lavador de gota cargada) colectora del electrodo

Caída de presión (pulg de agua)a

Energía requerida (Wfpie 3 fmin)h

0.2-0.5 (0.5-1.3)

0.03-0.10 (1-4)

0.5 {1.3) 3-5 (7.5-12.5)

0.5-10 (15-35)

4-6 ( 10-15) 2-5 (5-13)

1.0-1.3 (35-45) 0.2-1.0 (7-35)

6-8 (15-20)

10-50 (25-125)

4-12 (140-425)

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10 8 6 Diámetro de la partfcula, micrómetros

Figura 5.38 Curvas típicas de eficiencia colectora para varios tipos de colectores de polvo: A, ciclón de alto gasto; B, ciclón de alta eficiencia; C, torre de aspersión; D, precipitador electrostático seco; E, lavador venturi.

turi. Otro factor de primera importancia es la eficiencia colectora como una función del diámetro de la partícula. La figura 5.38 muestra curvas típicas para cuatro clases de equipos, incluyendo dos tipos de ciclones. Es obvio, con base en esta figura que las eficiencias colectoras varíen notablemente dentro de un intervalo dado de tamaño de las partículas. Estas curvas se presentan para establecer las tendencias. La localización específica de una curva de eficiencia dependerá de las características de las partículas así como del diseño del equipo producido por determinado fabricante. En la tabla 5.13 se muestra también Tabla 5.13 Eficiencias colectoras fraccionarias típicas de los equipos de control de partículas.

Eficiencia para un tamaño dado 0.2-0.5 (0.5-1.3)

0.4-1.0 (15-35)

0.5-0.7 ( 1.3-1.8)

0.3-0.5 (10-15)

a Los valores entre paréntesis bajo el epígrafe "caída de presión", están en mbars.

5Jlm Ciclón de eficiencia media Ciclón de eficiencia alta Precipitador electrostático Filtro de tela Torre de aspersión Lavador vcnturi

2 Jlm

lJlm 10 30 85

30

15

75 99 99.8 95

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95 99.5 85

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99

97

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bLos valores entre paréntesis bajo el epígrafe "energía requerida" están en Wfm3 /m in.

1

304

la variación de la eficiencia colectora con el tamaño de las partículas. Esta tabla comprueba las curvas generales mostradas en la figura 5.38. En el análisis final, la selección del equipo de control se deberá basar en el capital de inversión, costos de operación, y costo del capital en términos del interés, los impuestos y la amortización. Los fabricantes del equipo y las compañías de construcción pueden proporcionar información sobre los costos iniciales esperados, en pies cúbicos por minuto de gasto de gas, así como los costos de instalación, operación y mantenimiento. McKenna y colaboradores presentaron recientemente un estudio comparativo de costo y comportamiento entre los filtros de tela y otras técnicas alternativas de control (40). PREGUNTAS

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305

pROBLEMAS

l. ¿cuál intervalo de concentraciones de partículas, en microgramos por metro cúbico, será típico de la atmósfera en un área urbana mayor de 100,000 personas, y menor de 1 00,000 personas, en la década de los sesenta en Estados Unidos? ¿cuál será la norma federal de la calidad del aire ambiental, para partículas, en microgramos por metro cúbico? 2. En general, para una muestra atmosférica urbana típica, ¿cómo varían el conteo de las partículas y el por ciento de masa, con el tamaño de la partícula? 3. ¿cómo varía en general la curva de la eficiencia colectora fraccionaria, para la mayoría de los colectores de partículas? 4. ¿Por qué, para una carga inicial de polvo dada y dos colectores idénticos en serie, la eficiencia colectora global del segundo colector es usualmente menor que la del primer colector? 5. En general, ¿por qué la velocidad terminal o de depositación en un parámetro importante en el diseño de ciertos equipos de colección de partículas? 6. ¿Qué base física hace necesaria la aplicación de la corrección de Cunninghan a la ley de Stokes? ¿Para qué tamaño aproximado de la partícula resulta importante dicha corrección? 7. ¿cuáles son las dos principales modificaciones de la ecuación de dispersión del tipo gaussiano para las emisiones gaseosas, a fin de aplicar esta forma de ecuación a la dispersión de las partículas? 8. ¿Qué significa el punto nulo en el diseño de las campanas de extracción? 9. ¿cuáles son los seis mecanismos responsables, en circunstancias variables, de la colección de las partículas? 10. Hágase una lista de cinco clases básicas de equipos colectores de partícu· las, y descríbanse cuáles son los mecanismos colectores básicos que pre· dominan en cada caso. 11. ¿cuál es el uso básico de las cámaras de sedimentación por gravedad? 12. Descríbase cómo la eficiencia colectora de un ciclón se ve afectada por cambios en la velocidad de entrada, la densidad de las partículas, el diámetro de las partículas, y el diámetro del ciclón.

13. Descríbanse los tipos principales de lavadores húmedos. 14. ¿cuál es la principal desventaja de un colector húmedo, comparado con un colector seco? 15. ¿cuál es la principal desventaja de un lavador venturi? 16. ¿cómo varía la eficiencia colectora de un lavador húmedo con la velocidad relativa y el tamaño de las gotas del líquido? 17. ¿Qué significa la relación de aire a tejido para un filtro de tela, expresada usualmente en pies por minuto o centímetros por segundo? 18. ¿Qué significa la velocidad de desplazamiento en un precipitador electrostático? ¿por qué es un parámetro de diseño importante? 19. ¿Por qué la resistividad eléctrica de las partículas en una corriente de gases de escape, es un parámetro importante en la operación de un precipitador electrostático? 20. ¿por qué la remoción del SOx de los gases de la chimenea, utilizando combustibles de contenido bajo de azufre, constituye a veces un perjuicio para la operación de un precipitador electrostático? 21. ~:Cómo afectan en general los cambios en el área de los electrodos colectores, en el gasto volumétrico del gas, y en la velocidad de desplazamiento, a la eficiencia colectora del precipitador?

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PROBLEMAS 5.1

5.2

5.3

5.4

Una planta de energía consume aceite residual o combustóleo con un valor de 140,000 Btufgal. Con base en el factor de emisión proporcionado en la tabla 5.5, ¿se requerirá un colector de partículas a fin de cumplir con la norma federal de emisión de 1970, para nuevas fuentes? Un horno industrial quema aceite residual o combustóleo con valor calórico de 135,000 Btu/gal. a) Basándose en los factores de emisión que se dan en la tabla 5.5, ¿se requerirá un colector de partículas para cumplir la norma federal de emisión de 1970, para fuentes nuevas de partículas? Estímese la eficiencia requerida del colector. Se quema carbón con un contenido de ceniza de 7 por ciento en un horno que consume carbón pulverizado. El valor calórico es de 10,800 Btu/lb. Estímese la eficiencia colectora requerida para cumplir las normas federales de 1980 para emisiones de partículas por fuentes nuevas. (Véase tablas 2.6 y 5.5.) Un carbón que tiene un contenido de ceniza de 5 por ciento se quema en un cargador mecánico con una alimentación insuficiente. El valor calórico del carbón es de 11,000 Btu/lb. ¿cuál será la eficiencia colectora requerida para cumplir las normas federales de 19 70 para partículas por fuentes nuevas (con base en un factor de emisión pro-

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medio)? 5.5 ¿cuál será la eficiencia colectora requerida para la unidad consumidora de carbón del problema 5.4, si el carbón se quema en un cargador distribuidor?

5.6 ¿cuál será la eficiencia colectora requerida para una planta de ácido

sulfúrico a fin de cumplir las normas federales de emisión de 1970,

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306

PARTICULAS

para partículas por las plantas de ácido sulfúrico? Se desean dos respuestas, usando las condiciones mejores y peores que aparecen en la lista de la tabla 5.5, como guía. 5.7 La carga de polvo de un gas procedente de un horno de cal es de 3.25 gr/pcs. La carga de diseño antes del escape es de 0.11 gr/pcs. a) ¿cuál será la eficiencia colectora requerida para obtener la carga de polvo deseada a la salida, si se ha de usar un solo colector? b) ¿Cuál será la eficiencia requerida si se usan dos colectores en serie, cada uno con la misma eficiencia? e) ¿cuál será la eficiencia requerida para el primer colector de los dos en serie, si la eficiencia de la segunda unidad es sólo del 7 5 por ciento del de la primera unj. dad? 5.8 La carga de polvo deseada antes de descargar los gases de un horno de cal es de 0.05 gr/pca. La carga real de polvo del gas del horno es de 3.60 gr/pca. a) ¿cuál será la eficiencia colectora requerida? b) ¿cuál será la carga de polvo de un gas que sale de un colector con una eficiencia de 90 por ciento, cuando la carga del gas que entra al colector es de 8 gr/pca? 5.9 ¿cuál será la máxima entrada de polvo que se puede alimentar a un colector que tiene una eficiencia de 92 por ciento, si la carga de polvo a la salida del colector se ha de mantener por debajo de 0.1 gr/pca 3 {0.23 g/m )? del polvo a la entrada 5• 1O Reconsiderar el Problema 5. 7. Cambiar la carga 3 3 a 4.1 gfm y la carga de descarga a 0.065 g/m , y luego determínense las tres respuestas requeridas. 5.11 Tres colectores de partículas están en serie. La eficiencia fraccionaria para el tamaño dp en el dispositivo corriente arriba es de 80 por ciento, y para el dispositivo corriente abajo la eficiencia es del 60 por ciento. Hallar la eficiencia de remoción global para el tamaño dp. 5.12 ¿cuál sería la carga de polvo en granos por pie cúbico {o en gramos por metro cúbico) para el gas de combustión que sale de una caldera industrial alimentada con gas natural, si la relación entre el volumer del gas de escape producido y el gas natural consumido es 13.5 para un cierto proceso? {Véase tabla 5.5.) 5.13 Se usa un cargador distribuidor para quemar carbón que contiene un 8 por ciento de ceniza. El gas de escape producido por consumir 1libra 3 de carbón es de 170 pie • ¿cuál será la carga de polvo máxima en granos por pie cúbico? {Véase tabla 5.5.) 5.14 La norma de calidad del aire ambiental para partículas es de 75 pgfm 3 • a) ¿sobrepasa este valor la carga de polvo en gas de escape en el problema 5.13? b) ¿Qué eficiencia colectora se requeriría para traer al gas de escape dentro de 100 veces dicha norma ambiental? 5.15 ¿cuál será la eficiencia mínima requerida para un precipitador electrostático, utilizado como el segundo colector, cuando está precedido por un separador ciclónico que tiene una eficiencia de a) 90 por ciento y b) 80 por ciento, si la eficiencia global deseada es de 98 por ciento?

307

PROBLEMAS

5.16 Una planta generadora de vapor de 1,000 MW que consume carbón pulverizado, con una eficiencia térmica de 40 por ciento, consume carbón con un contenido de ceniza del 12 por ciento y un valor calórico de 26,700 kJ/kg. Supóngase que 50 por ciento de la ceniza sale por la chimenea como partícula en el gas de escape. La emisión de partículas está controlada por un precipitador electrostático que tiene las siguientes eficiencias de eliminación y distribución de peso, en los intervalos de tamaños dados.

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Tamaño de la partícula, ¡J.m Eficiencia, % Peso,%

5-10 92.5

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10-20 96 21

20-40 99

23

>40

100 25

5.17 Reconsiderar el problema 5.16. Cámbiese la eficiencia a 3 8 por ciento y el contenido de ceniza a 14 por ciento, y supóngase que 7 5 por ciento de la ceniza sale por la chimenea. Cambiar, además, el por ciento en peso de los cinco intervalos de tamaños de las partículas, a los siguientes: 12, 16, 22, 27 y 23 por ciento, respectivamente. Determinar la cantidad de la ceniza fina emitida, en kilogramos por segundo. 5.18 Calcular la superficie específica de una esfera de3 a) 1.0 ¡J.m y b) 10 ¡J.m de diámetro, si su densidad es de 1,400 kg/m . 5.19 Calcular la superficie específica en metros cuadrados por 3kilogramo, de un grupo de esferas con una densidad de 1,200 kgfm , si el diámetro de las esferas es a) l. O ¡J.m y b) 1 O ¡J.m. 5.20 Determinar el número de partículas esféricas de a) 1.0 ¡J.m y b) 10.0 3 ¡J.m, contenido en 1 kg de material con una densidad de 1,400 kg/m • 5.21 Determinar el número de partículas esféricas contenidas en 1 kg de 3 material con una densidad de 1,200 kg/m si el diámetro de la partícula es de a) 1.0 ¡J.m y b) 10 ¡J.m. 5.22 Una distribución por tamaño de partículas para un grupo de partículas 112 3 esféricas está dada por, n(dp) =3 X 10 (dp- 0.01) donde dp está en micrómetros. No existen partículas menores de 0.01¡J.m ni mayores de 100 ¡J.m. Determinar a) el número total de partículas, b) la superficie específica, en metros cuadrados por kilogramo, y e) el volumen específico en metros cúbicos por kilogramo. La densidad de 3 la partícula es de 1.40 g/cm • 5.23 Un grupo de partículas con una densidad de 1,400 g/m;¡ tiene una 6 distribución de tamaños por número dado por n(dp) =6 X 10 (dp- 1) para diámetros de partículas entre 1 y 49 ¡J.m, y es cero para todos los otros tamaños de partículas. En estas relaciones, dp está en micrómetros y n(dp) en micrómetros recíprocos. Determinar a) el número total de partículas, b) la masa de las partículas, en kilogramos, y e) la superficie específica, en metros cuadrados por kilogramo, si las partículas son esferas. 5.24 Considerar la distribución de partículas del problema 5.23. Para diámetros de partículas entre 15 y 40 ¡J.m, la eficiencia colectora frac-

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PARTICULAS

cionaria, en por ciento, esta dada por nd = 4d- 60 donde dp esta en micrómetros. Por arriba de 40 f.l.m la eficiencia es de 100 por ciento. Calcular la eficiencia colectora global con base en el número de partículas.

5.25 Empleando los datos de los problemas 5.23 y 5.24, determinar la eficiencia colectora global con base en la masa de las partículas. 5.26 Una colección de partículas esféricas con una densidad de 1,200 3 kg/m tiene una distribución por número dada por n(dp) = 8 X 106 (dp - 1} para diámetros de partículas entre 1 y 30 f.l.m, y es cero para todos los otros tamaños de las partículas. En estas relaciones, dp está en micrómetros y n(dp) está en micrómetros recíprocos. Determinar a) el número total de partículas, b) la masa de las partículas, en kilogramos y e) la superficie específica, en metros cuadrados por kilogramo. 5.27 Considerar la distribución de partículas del problema 5.26. Para los '

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diámetros de las partículas entre 5 y 30 f.l.m, la eficiencia colectora fraccionaria, en por ciento, está dada por nd = 4d- 20, donde dp está en micrómetros. Por debajo de 5 f.l.m, la eficiencia es cero, y por arriba de 3 O f.l.m, la eficiencia es 100 por ciento. Calcular la eficiencia colectora global, basándose en el número de partículas. 5.28 Empleando los datos de los problemas 5.26 y 5.27, determínese la eficiencia colectora global, con base en la masa de partículas. 5.29 Un catalizador en polvo tiene la siguiente distribución por peso en el intervalo dado del tamaño de la partícula: 10-20 f.l.m, 10 por ciento; 20-30 f.l.m, 42.0 por ciento; 30-40 f.l.m, 33.0 por ciento; 40-50 f.l.m, 9.0 por ciento; 50-80 f.J.m, 5.9 por ciento. Estímense, utilizando una gráfica logarítmica de probabilidad a) el diámetro medio geométrico, b) la desviación normal de dicho diámetro medio, e) el diámetro medio aritmético y la desviación aritmética normal, todos basados en la masa. Luego, d) determinar los cuatro puntos anteriores con base en el número o en el conteo. Finalmente, e) trace una gráfica con base en la masa de las partículas. 5.30 Reconsiderar los datos de distribución por peso dados en el problema 5.29. Las eficiencias colectoras fraccionarias para los cinco intervalos de tamaño de las partículas se dan a continuación, en por ciento, para tres tipos de colectores: dispositivo A, 40, 64, 72, 80 y 92; dispositivo B, 60, 73, 85, 90 y 97; y dispositivo C, 70, 85, 92, 96 y 99. Determinar la eficiencia colectora global, con base en la masa para a) dispositivo A, b) dispositivo B y e) dispositivo C. 5.31 Una muestra de partículas en una corriente de gas tiene la siguiente distribución de tamaño promedio de partículas por masa: 2 f.l.m, 2.0 por ciento; 5 f.l.m, 6.8 por ciento; 7 f.l.m, 7.4 por ciento; 10 f.l.m, 12.8 por ciento; 16 f.l.m, 15.2 por ciento; 25 f.l.m, 13.0 por ciento, 40 f.l.m, 15.0 por ciento; 65 f.l.m, 12.0 por ciento; 100 f.l.m, 8.0 por ciento; 200 f.l.m, 5.8 por ciento; 340 f.l.m, 1.5 por ciento. a) ¿cuál será el tamaño de partícula para el que el 50 por ciento de la masa total sea menor que dicho tamaño y b) ¿cuál será la desviación normal, a, para la distribución, si ésta tiene distribución logarítmica normal?

309

PROBLEMAS

5.32 Una muestra hipotética tiene una distribución numérica (conteo), en varios intervalos de diámetros, como se muestra a continuación.

dp(¡.tm)

!::..N(dp)/N

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Determinar valores para a) dg, b} ag, e) n(w)/N, d) n(dp)JN, e) mf¡, !) dm, g) a m y h) el diámetro modal. Luego se preparan gráficas de n(w)fN contra w y n(dp}/N contra dp. 5.33 Una muestra de partículas en una corriente de gas tiene las siguientes características:

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a) Determinar si la distribución es logarítmica normal. b) determínese el diámetro medio geométrico y la desviación normal. Utilizando las figuras 5.3 como datos representativos de eficiencia para un colector, determínese la eficiencia colectora global, en por ciento. 5.34 Una muestra de partículas en una corriente de gas tiene la siguiente distribución de tamaño y peso de las partículas.

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Conteste las preguntas en el problema 5.33. 5.35 Considerar una partícula con una densidad de l. 7 gjcm 3 , que cae a través del aire ambiente a 80°F (27°C). a) Determinar la velocidad terminal, en pies por minuto y centímetros por segundo, para una partícula de 1 O f.l.m de diámetro. b) ¿cuál será la relación entre las distancias vertical y horizontal que atraviesa la partícula si la velocidad horizontal del aire es de 33 piejs? Determinar la velocidad terminal en pies por minuto y centímetros por segundo para una partícula de 1,200 f.l.m. d) Repetir la parte b} para la partícula de 1,200 f.J.m. 5.36 Determinar las velocidades terminales o de sedimentación para las partículas esféricas que caen a través del aire atmosférico. Se deberán considerar densidades de partículas de a} 1.0, b) 2.0 y e) 3.0 g/cm 3 , con diámetros de partículas de 1 O, 100 y 1,000 fJ.m. 5.3 7 Determinar el factor de corrección de Cunningham para una partícula de 0.60 f.J.m, evaluando a) la velocidad molecular media u para el aire,

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en metros por segundo, b) el recorrido libre medio A., en metros, a 1 atm y 300°K y e) K e de una ecuación que requiera dp y A. como datos de entrada. Determinar el factor de corrección de Cunningham para una partícula de 0.50 Jlm calculando a) la velocidad molecular media para el aire, en metros por segundo, b) el recorrido libre medio libre A. a 1 atm y 300°K, en metros, y e) K e de una ecuación que requiera dp y A. como datos de entrada. Una partícula esférica con un diámetro de ·0.60 Jlm y una densidad de 1.5 g/cm 3 cae en el aire, bajo la influencia de la gravedad, a 1 atm y 300°K. a) Determinar la velocidad terminal en micrómetros por segundo. b) Determinar el tiempo requerido para alcanzar el 95 y el 99 por ciento de su velocidad terminal, en microsegundos. Repetir el problema 5.39 para una partícula con un diámetro de 6.0 Jlm. Una partícula esférica con un diámetro de 0.50 Jlm y una densidad de 2.0 gfcm 3 cae en el aire, bajo la influencia de la gravedad, a 1 atm y 300°K. a) Determinar la velocidad terminal en micrómetros por segundo. b) Determínese el tiempo requerido para alcanzar 95 y 99 por ciento de su velocidad terminal, en microsegundos. Repetir el problema 5.41 para una partícula con un diámetro de 5 Jlm. Una planta sin equipo de eliminación de cenizas finas quema 300 toneladas de carbón por día. Utilizando la tasa de emisión mostrada en la tabla 5.5 para un carbón que contiene 9 por ciento de ceniza y está alimentado por un alimentador dispersor, determinar la tasa de deposición para partículas de 50 Jlm que tienen una densidad de 1.5 g/cm 3 , a distancias de 1 y 3.5 km, en la dirección del viento con respecto a la chimenea. La altura efectiva de la chimenea es de 100m y la velocidad ~edia del viento en lo alto de la chimenea es de 4 mfs. La estabilidad es clase C. Usese la ecuación de dispersión de tipo gaussiano. Determinar la distancia en la dirección del viento de una chimenea que tiene una altura efectiva de 300m, y a cuya distancia las partículas de ceniza fina de 20 Jlm, se habrán sedimentado teóricamente. Se utilizan los datos siguientes: la densidad relativa de las partículas es de 2.0, la velocidad del viento a la altura de la chimenea es de 1 O m/s, y el día está despejado. Usar la ecuación de dispersión de tipo gaussiano. La planta generadora de energía del problema 5.45 quema 6,000 toneladas de carbón por día en un horno que opera con carbón pulverizado, con un contenido de 7 por ciento de ceniza. Si la estabilidad es clase C-D, ¿cuál será la tasa de sedimentación de la ceniza fina con un diámetro de 20 Jlm en una posición de 10 km en la dirección del viento desde la chimenea? Supóngase que no hay equipo de control para las cenizas finas y utilícese una ecuación de dispersión de tipo gaussiano.

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3 5.46 Trazar la tasa de sedimentación en ¡lg/m •s como una función de la distancia desde la planta generadora del problema 5.45, para distancias de 3, 5, 6, 7, 10 y 12 km. 3 5.4 7 Un polvo con una densidad de 2.6 gfcm se descarga desde una chimenea con una altura efectiva de 100m. Para una velocidad del viento de 3 m/s y una distancia a 500 m en la dirección del viento y en la 1ínea central a nivel del suelo, estímese la tasa de sedimentación en Jlgfm 2 .s para diámetros de partículas de a) 10 Jlm, b} 50 Jlm, e) 25 Jlm y d) 100 Jlm. La tasa de emisión de partículas es de 100 g/s, la estabilidad atmosférica es clase D y la temperatura es de 25°C. Utilizar una ecuación de dispersión de tipo gaussiano. 5.48 Resolver el problema 5.4 7 por medio del método de dispersión de Bosanquet, empleando los datos de la figura 5.9. 5.49 Una planta de cemento libera partículas con un diámetro de 30 Jlm, o menos, a una tasa de 400 kg/h desde una tubería de 85 m. La velocidad del viento es de 2.5 m/s en un día con una estabilidad clase C. ¿Qué concentración de partículas en suspensión en microgramos por metro cúbico se estima se podría medir en una estación de monitoreo del aire situado a nivel del suelo y a 1,2 50 m directamente en la dirección del viento, para partículas de 30 Jlm? Suponga que las 3 partículas son esféricas con una densidad de 1.5 g/cm , y utilícese la dispersión tipo gaussiano. 5.50 Resolver el problema 5.49 por el método de dispersión de Bosanquet, empleando los datos de la figura 5.9. 3 5.51 Un polvo con una densidad de 1.0 gfcm sedescargadeunachimenea con una altura efectiva de 100m. La tasa de emisión de partículas es de 200 g/s, la velocidad del viento es de 3 mfs, la estabilidad es clase E, y la temperatura atmosférica es de 25°C. Estímese 1) las tasas de sedimentación en gfm 2 ·s para distancias en la dirección del viento de 200 a 7,000 m, si fuera necesario, y 2) la densidad en metros a la que ocurre la concentración máxima. Usar diámetros de partículas de a) 5 Jlm, b} 25 Jlm, e) 75 Jlm y d) 100 Jlm. Empléese una dispersión tipo gaussiano. 5.52 Resolver el problema 5.51 por el método de dispersión de Bosanquet, empleando los datos de la figura 5.9. 5.53 En una noche determinada, con una clase de estabilidad E, dos industrias pesadas similares, alineadas entre sí, con respecto a la dirección del viento. Ambas industrias emiten partículas con un diámetro pro3 medio de 55 Jlm, y su densidad es de 2,7 g/cm • La industria más arriba a barlovento tiene una chimenea con una altura efectiva de 55 m, mientras que la industria a sotavento tiene una chimenea con una altura efectiva de 35 m; hay una separación de 100 m entre las dos chimeneas. La velocidad del viento durante la noche es de 1.8 mfs. Una área residencial se inicia a 160m en la dirección del viento a partir de la segunda industria. ¿cuál de las dos industrias será responsable de la mayor depositación de polvo en la frontera de la zona

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residencial? Estimar la relación entre las tasas de sedimentación del polvo, de mayor a menor, utilizando una ecuación de dispersión del tipo gaussiano.

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5.54 Unas partículas en suspensión con una velocidad terminal de sedi. mentación de 3.0 cmfs es emitido desde una chimenea con una altura efectiva de 100 m a una tasa de lOO g/s. La velocidad promedio del viento es de 4.0 mfs, y a una distancia x a sotavento, medida desde la línea central de la chimenea; la concentración de polvo de este tamaño de partículas es de 40 J1gfm 3 • Si los valores de ay y ax son de 600 y 150 m, respectivamente, estimar el valor de x en metros. 5.55 Un colector de sedimentación por gravedad se ha de usar para elimi. nar partículas con un diámetro de 100 Jlm y una densidad de 1.5 3 gjcm • ¿cuál será la velocidad máxima del gas que se podrá usar si la cámara tiene 2 m de largo y 2 m de alto, y la eficiencia colectora que se desea no ha de ser menor de 90 por ciento? 5.56 ¿cuál será el diámetro de la partícula, en micrómetros con una den3 sidad de 2.0 gfcm que se puede recolectar con una eficiencia de 85 por ciento en un separador p-or gravedad que tiene 12m de largo y 2m de alto? La velocidad del gas es de O. 78 mfs. 5.57 Una cámara de sedimentación se ha de usar para colectar partículas con una densidad de 1,200 kg/m 3 , de una corriente de aire a 1.013 bars y 350°K. El gasto volumétrico es de 2.0 m 3 /s. La cámara total tiene 2.5 m de alto, 3 m de ancho y tiene 30 bandejas, incluyendo la superficie del fondo. Si se supone flujo laminar: a) ¿cuál será el valor de el número de Reynolds Re para el flujo de gas?, b) ¿cuál será la longitud requerida de la cámara para una eficiencia de eliminación de 100 por ciento para partículas de 60 11m de diámetro?, y e) ¿cuál será la eficiencia colectora fraccionaria para tamaños de partículas de 50, 40, 30, 20 y 10 Jlm, para la longitud de la cámara que está en la parte a)? d) Trazar una curva de eficiencia fraccionaria para este dispositivo. 5.58 Reconsiderar los datos del problema 5.5 7, excepto que el gasto volu3 métrico se aumente a 20 m fs. Suponiendo flujo turbulento, determínese a) ¿cuál será la longitud requerida de la cámara para 96 por ciento de eliminación de partículas de 60 Jlm?, b) ¿qué longitud se requerirá para 99.5 de eliminación de partículas de 60 11m?, y e) ¿cuáles serán las eficiencias colectoras fraccionarias para tamaños de partículas de 50, 40, 30, 20 y 10 Jlm, si se utiliza la longitud utilizada en la parte a)? d) Trazar una curva de eficiencia fraccionaria para este dispositivo. 5.59 Se ha de usar una cámara de sedimentación para colectar partículas de 50 Jlm de diámetro y 1,400 kg/m 3 , desde una corriente de aire a 1 atm y 300°K, con un gasto volumétrico de 2.5 m 3 /s. Las dimensiones totales de la cámara son 2 m de alto, 4 m de ancho, y tendrá 25 bandejas incluyendo la superficie del fondo. Si se supone flujo laminar, a) ¿qué longitud tendrá la cámara para 100 por ciento de eficiencia de eliminación? b) ¿cuál será el valor de el número de Reynolds Re para el flujo del gas? e) ¿cuál será la eficiencia colectora parata-

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maños de partículas de 40, 30, :w y 10 Jlm, utilizando la longitud L que se encuentra en la parte a)? Dibújese, sobre una gráfica cartesiana, con la eficiencia como ordenada y el tamaño de la partícula como abscisa, una curva de eficiencia fraccionaria para este dispositivo. Reconsiderar los datos del problema 5.59, excepto que el gasto volumétrico se aumenta a 10 m 3 fs. Supóngase flujo turbulento. a) ¿Qué longitud en metros tendrá la cámara para una eficiencia de eliminación de 98 por ciento para partículas de 50 Jlm? b) ¿Qué longitud tendrá para 99.5 por ciento de eliminación de partículas de 50 11m? e) ¿cuál será la eficiencia colectora para partículas de 40 Jlm, si se utiliza la longitud determinada en la parte a)? Repetir los cálculos para partículas de 30, 20 y 10 Jlm. d) Trazar una curva de eficiencia fraccionaria para este dispositivo. Si usa una cámara de sedimentación por gravedad para recoger partículas de 70 Jlm que tienen una densidad relativa de 1.5. Si las partículas son arrastradas en aire normal,¿ Cuál será la velocidad máxima del gas que se puede usar en un colector de 3 m de alto y 5 m de largo, sin tener en cuenta los efectos de la recirculación dentro de la cámara? Suponga flujo laminar. Una muestra de partículas en suspensión con una densidad de 1.6 gfcm 3 entra con 0.2 pies/sauna cámara de sedimentación de 20 pies de largo y 10 pies de alto. La corriente de gas es aire atmosférico. Determínese el diámetro mínimo de la partícula, en micrómetros, que se sedimentará completamente en condiciones de flujo laminar. Determinar el diámetro de la partícula más pequeña que se podrá capturar con 100 por ciento de eficiencia en una cámara de sedimentación de 25 pies de largo, 7 pies de ancho y 2.5 pies de alto. La corriente de aire se mueve con una velocidad de 7 piesfs y la densidad de la partícula es de 1.9 g/cm 3 • La temperatura del aire es de 75°F. Téngase en cuenta la turbulencia dentro de la cámara. Se desea eliminar con 100 por ciento de eficiencia, todas las partículas de 50 Jlm y mayores, en una cámara de sedimentación que tiene una altura de 2.0 pies. El aire avanza a 5 pies/s y su temperatura es de 80° F. La densidad de las partículas es de 2.2 g/cm 3 • ¿cuál será la longitud mínima de cámara, en pies, si se habrá de tener en cuenta la turbulencia dentro de la cámara? En la cámara descrita en el problema 5.63, se colocan a contracorriente dos bandejas deflectoras horizontales de manera que quede dividida en tres secciones iguales. Determinar el diámetro de la partícula más pequeña que se podrá capturar con lOO por ciento de eficiencia, teniendo en cuenta la turbulencia dentro de la cámara. Una muestra de partículas en una corriente de aire tiene la siguiente distribución de por ciento en peso: 5 Jlm, 10 por ciento; 10 Jlm, 20 por ciento; 50 pm, 40 por ciento; 100 /1m, 20 por ciento; 200 pm, 1 O por ciento. Se emplea un separador ciclónico con base en los datos siguientes: ancho de la entrada, 12 pulgadas; vueltas efectivas, 5; velocidad del gas a la entrada, 20 pies/s; densidad de la partícula, 1.6 g/cm 3 ; densidad del gas, 0.074 lb/pie 3 ; viscosidad del gas, 0.045 lb/

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315 pie·h. Utilizando la figura 5.17, estímese el porcentaje del peso que se eliminaría en un separador ciclónico. 5.67 Resolver el problema 5.66, con base en la curva de eficiencia naria convencional del ciclón que se muestra en la figura 5.16, bien que en la curva mostrada en la figura 5.17. 5.68 Resolver el problema 5.66, como está enunciado, con la excepció 1 de que el número de vueltas efectivas en el ciclón sea 4 en lugar de 5.69 Estimar la eficiencia global del separador ciclónico del problema cuando a) se duplique el gasto volumétrico de gas, b) la viscos 1daf del gas sea de 0.09 lb/pie·h, e) se triplique la densidad del gas y d) aumente en 40 por ciento la carga de polvo. Considerar que todas otras condiciones permanezcan las mismas, con excepción de las pecificadas en este problema. 5.70 Una muestra de partículas en una corriente de aire está representada; por la siguiente distribución de por ciento en peso: 5 J1 m, 1 Opor cien-'· to; 10 Jlm, 20 por ciento; 40 Jlm, 40 por ciento; 70 Jlm, 20 por ciento; 100 Jlm, 100 por ciento. Se emplea un separador ciclónico basándose en los datos siguientes: ancho a la entrada, 12 pulgadas¡ vueltas efectivas, 4; velocidad del gas a la entrada, 20 pies/s; densidad 3 de la partícula, 1-6 g/cm ; densidad del gas, 0.074 lb/pie 3 ; viscosidad del gas, 0.045 lb/pie·h. a) Estimar el porcentaje del peso total removido en el ciclón. b) Si se duplica el gasto volumétrico, permaneciendo iguales todos los demás parámetros, estimar el por ciento del peso total removido. 5.71 Se diseña un ciclón con un ancho de entrada de 5 pulgadas y 6 vueltas efectivas. En una prueba determinada, la velocidad de entrada del aire era de 35 pies/s y la densidad de la partícula es de 2.2 g/cm 3 • Utilizando la figura 5.17, estimar un suficiente número de eficiencias fraccionarias para tamaños de partículas entre 2 y 50 ¡.lm, a fin de poder trazar una curva de eficiencias para este intervalo de tamaños de partículas. 5.72 Un ciclón con un ancho de entrada de 12.0 pulgadas y 5 vueltas efectivas, se somete a prueba con una velocidad de entrada del aire de 14 m/s y una densidad de partícula de 1.8 g/cm 3 • Utilizando la figura 5.17, estímese un suficiente número de eficiencias fraccionarias para tamaños de partículas entre 2 y 50 ¡Jm, a fin de poder trazar una curva de eficiencias para este intervalo de tamaño de partículas. 5. 73 Se diseña un ciclón con un ancho de entrada de 6 pulgadas y 5 vueltas efectivas. a) Estímese de la figura 5.1 7, cuando el dispositivo esté operando con una velocidad de entrada de 40 pies/s y una densidad 3 de partícula de 2.4 g/cm , ¿cuál será el tamaño de la partícula, en micrómetros, que será colectada de una corriente de aire, con una eficiencia de 80 por ciento' b) ¿Cuál será el tamaño de la partícula si se reduce la velocidad a 20 pies/s? 5. 74 Un ciclón de proporciones normales, con un radio exterior de 50 cm, 3 maneja 2.0 m /s de aire sucio a 300 °K y 1 atm. La densidad de las partí~ulas es de 1,400 kg/m 3 . Determínense a) la velocidad del gas a la entrada del ciclón, en metros por segundo, b) el tamaño, en micrÓ·

metros de la partícula, colectada con 50 por ciento de eficiencia, con base en la ecuación (5.54), si el número de vueltas efectivas es 5.0, y e) el tamaño en micrómetros de la partícula colectada con 10, 30, 70 y 100 por ciento de eficiencia para este mismo modelo. Finalmente, d) trácese, sobre coordenadas rectangulares, la eficiencia fraccionaria contra el diámetro de la partícula para el modelo anterior. Trácese también sobre la misma gráfica una curva basada sobre los trabajos de Lapple, utilizando la correlación mostrada en la figura 5.1 7. 5.75 Un ciclón de proporciones normales, con un radio exterior de 60 cm, maneja 2.5 m 3 /s de aire sucio a 300°K y 1.01 bars. La densidad de las partículas es de 1,200 kg/m 3 . a) Determínese la velocidad del gas a la entrada del ciclón, en metros por segundo. b) Determínese el ta· maño de la partícula, en micrómetros, colectada con 50 por ciento de eficiencia, basándose en la ecuación (5.54), si el número de vueltas efectivas es 4.8. e) Determinar el tamaño de la partícula colectada con 10, 30, 70 y 100 por ciento de eficiencia para este mismo mode· lo. Trazar también sobre la misma gráfica una curva basada en los trabajos de Lapple, utilizando la correlación mostrada en la figu· 5.76

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ra 5.17. 2 Un ciclón normal con un área de entrada de 60 pulg y un diámetro de 16 pulgadas, opera con aire que entra a 80 pies/s a 1.1 atm y 240° F. 3 La densidad de la partícula es de 2.4 g/cm y el número de vueltas efectivas es 5. a) Estimar la caída de presión a través del ciclón, en pulgadas de agua. b) Repetir la parte a) para un diámetro del ciclón de 8.1 pulgadas. Un ciclón de proporciones normales con un diámetro exterior de 29 pulgadas opera con aire que entra a 75 pies/s a 1.05 atm y 140° F. La 3 densidad de las partículas es de 1.80 g/cm . a) Estimar la caída de presión a través del ciclón, en pulgadas de agua. b) Repetir la parte a) para un diámetro del ciclón de 16 pulgadas. Un ciclón tiene una caída de presión de 0.10 lbflpull y el gas entra al tubo de entrada de 2.5 pies de alto y 1.0 pie de ancho, con una ve· locidad de 40 pies/s. Calcular los requerimientos de energía del ven· tilador en kilowatts. Para ajustar mejor la ecuación de la eficiencia fraccionaria del ciclón, basada en la ecuación (5.53), con los datos experimentales, se po· dría modificar a un formato exponencial del tipo, Tld = 1 - exp [- rrNePpdp 2 Vg/9J1W)n ], donde n es una constante ajustable. a) De· muéstrese en términos del tamaño del corte, dp, 50, que esta ecuación 2 se puede escribir comor¡d= 1- exp[-0.707(dp/dp,50) n]. b) Deter· minar y trazar la eficiencia fraccionaria dada por esta ecuación para un valor de 11 de 0.6, y valores de dp/dp, 50 de 0.5, 1.0, 2.0 y 4.0. Trácese luego en la misma gráfica la curva de Lapple de la figura 5.17. Estimar la distancia de detención x 5 y el número de impactación .V¡ para un diámetro de gota de 1,000 ¡Jm en una corriente de aire a una velocidad de 60 m/s, a 1 atm y 25°C. Las partículas en la corriente 3 de aire tienen una densidad de 1,400 g/m • Considérense los diáme· tros de las partículas de polvo como a) 1.0, b) 2.0 y e) 3.0 ¡.1111. Final·

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mente, con base en los datos experimentales de la esfera de la 5.19, estímese la eficiencia colectora por impactación. 5.81 Estimar la distancia de detención x 5 y el número N¡ de impactación (separación) para una partícula de 3 ¡J.m, con una densidad de 1,20( 3 kg/m en una corriente de aire de 30 m/s a 1 bar y 27°C. Consid.:~.... se tamaños de gotas de a) 250, b) 500 y e) 1,000 ¡J.m. 5.82 Con base en la figura 5.19 del texto, ¿cuál será la eficiencia colectora fraccionaria para los casos a), b) y e) del problema 5.81, basándose en datos experimentales para esferas? 5.83 Estímence la distancia de detención x 5 y el número de impactación N¡ para una partícula de 2.0 ¡J.m con una densidad de 1,400 kg/m 3 en una corriente de aire de 50 m/s a 1 atm y 2 7° C. Considérense tamaños de gotas de a) 200, b) 500 y e) 1,000 ¡J.m. 5.84 Con base en la figura 5.19 del texto, ¿cuál será la eficiencia colectora por impactación para los casos a), b) y e) del problema 5.83, basándose en datos experimentales para esferas? 5.85 Calcular la eficiencia de impacto efectivo para un impactador de inercia donde los blancos son gotas de agua de 120 ¡J. m que se mueven a una velocidad promedio de 7 cm/s y el polvo que se recoge tiene un diámetro de a) 5, b) 1 O y e) 15 ¡J. m y una densidad de 2.4 g/cm 3 . Suponiendo que el polvo se mueve con la misma velocidad del aire que lo arrastra, que es de 35 cm/s, y que el polvo y las gotas se mueven en direcciones opuestas. Utilizar la figura 5.9 para los datos. 5.86 El aire a 80° F, cargado de partículas con una densidad de 2 g/cm 3 entra al fondo de una cámara de aspersión y asciende a 5 pies/min. Un rociador de agua en la parte superior de la cámara libera gotas que caen por gravedad, en dirección contraria al flujo del gas. Considerar tamaños de gotas de 40, 100, 200,400, 1,000 y 2,000 ¡J.m. Estímese la eficiencia colectora gravitacional para tamaños de partículas de a) 4, b) 7 y e) 10 ¡J. m para los seis tamaños de gotas, empleando los datos experimentales para las esferas que se muestran en la figura 5.19. Las velocidades de sedimentación de las gotas se pueden estimar de la figura 5.9. Comprobar aproximadamente los resultados obtenidos comparándolos con las curvas de la figura 5. 20. 5.87 Se obtiene una expresión para la eficiencia de impacto de las partículas de polvo que chocan contra las gotas de agua, bajo la forma de r¡ = exp - [0.018(M ¡O.S + R /R - 0.6 R 2 ], donde M es la raíz cuadrada del número de impactación, N¡, y R = dp/dn. Para partículas de 3 una densidad de 2 g/cm arrastradas por una corriente de agua a 75°1-', y una velocidad inicial relativa entre el polvo y la-gota de agua de 100 pies/s, determinar la eficiencia del impacto para tamaños de las gotas de 10, 20, 50, 100, 200, 500 y 1,000 ¡J.m, para un tamaño de una partícula de polvo de a) 10 ¡J. m, b) 5 ¡J. m y e) 20 ¡J. m. 5.88 Referirse a los datos del ejemplo 5.9, determinar la penetración para a) un tamaño de partícula de 0.9 ¡J. m, una densidad de partícula de 3 1.8 g/crn , v un valor de L de 1.4, b) un tamaño de partícula de 0.8 11m. una densidad de partícula de l. 7 g/cm 3 , y un valor f de 0.20, y e) un tamaño de partícula de 1.0 j.lm, una densidad de partícula

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5.94

5.95

de 1.4 g/cm 3 , una veloCJdaa ael aire de 450 pies/s, y un valor de f de 0.20. En cada caso todos los otros datos permanecen iguales. Entra agua en un lavador venturi a una tasa de 1.2 litros de flujo de 3 gas. La temperatura del aire es de 80°F, su densidad es 0.075 lb/pie 2 y su velocidad es de 380 pies/s. El área de la garganta es de 150 pulg y el parámetro f se puede tomar como 0.22. Si la densidad de las partículas es de l. 7 g/cm 3 y el tamaño promedio de la partícula es de 1.2 ¡J.m, estimar la pérdida de presión por medio de las ecuaciones (5.75) y (5.76). Determinar, utilizando el modelo de Calvert para la variación con la distancia de la velocidad de las gotas, en la garganta del venturi, a) el coeficiente de arrastre para la gota a la entrada de la garganta. Determinar luego la relación entre la velocidad de las partículas y la velocidad del gas desde el punto de inyección de b) 0.05 m, e) 0.1 m y d) 0.5 m. Trácese luego e) esta relación de velocidad contra x (en metros) y mostrar la forma general de la curva global. El tamaño de la gota de agua es de 90 j.lm, la corriente de gas es aire a 300°K y 1 bar, y el número de Reynolds de la gota a la entrada es de 260. Con los datos del problema 5.90, determínese a) la velocidad del gas para el número de Reynolds dado a la entrada. Determínese luego la caída de presión a través de la sección del venturi, en centímetros de agua, utilizando b) la ecuación simplificada de Calvert y e) la ecuación propuesta por Hesketh. El área de la sección transversal de la garganta del venturi es de 0.010 m 2 y la relación entre el gasto volumétrico de gas y de líquido es de 600/1, en el mismo conjunto de unidades. Con base en los datos y resultados del problema 5.91, determinar la penetración dada por la ecuación de Calvert, para diámetros de partículas de a) 0.3 ¡J.m, b) 0.5 j.lm, e) 1.0 j.lm, d) 1.2 j.lm y e) 1.5 j.lm. El valor de fes 0.3 y la densidad de las partículas es 1,600 kg/m 3 . Trácese la eficiencia fraccionaria contra el diámetro de la partícula. Repetir los cálculos realizados en el problema 5.92, con la excepción de que se usará el nuevo modelo de Calvertjunto con la figura 5.25. Aplicar el Íactor de corrección de Cunningham, y úsese un valor de 0.5 m para la longitud de la garganta del venturi. Utilizando el modelo de Calvert para la variación de la velocidad de la gota con la distancia, en la garganta de un venturi, determinar a) el coeficiente de arrastre para la gota a la entrada de la garganta. Determinar luego la relación entre la velocidad de la gota y la velocidad del gas para distancias desde la inyección de b) 0.05 m, e) 0.1 m y d) 0.5 m. Trazar luego e) esta tasa de velocidad contra x y muéstrese el perfil general de la curva total. El tamaño de la gota es de 100 ¡J. m. La corriente de gas es aire a 300°K y 1 atm, y el número de Reynolds a la entrada de la gota es 350. Utilizando los datos del problema 5.94, determinar a) la velocidad del gas para el número de Reynolds dada para la entrada. Determinar luego la caída de presión a través de la sección del venturi, en centí-

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319

318

5.96

S.97

5.98

S.99

metros de agua, utilizando b) la ecuación simplificada de e) la ecuación propuesta por Hesketh. El área de la sección 2 sal de la garganta es de 0.0125 m y la relación adimensionai los gastos volumétricos de gas a líquido es 1,000/1. Con base en los datos Y los resultados del problema 5.95, la penetración dada por la ecuación de Calvert para diámetros de tículas de a) 0.3 ¡J.m, b) 0.5 JJ.m, e) 0.8 Jl.m y d) 1.3 JJ.m. El valor fes 0.32, y la densidad de las partículas es de 1,800 kg/m3. Tr,~--· eficiencia fraccionaria contra el diámetro de la partícula. Repetir el cálculo del problema 5.96, excepto que se usará el modelo de Ca!vert, junto con la figura 5.25. Usese el factor de ción de Cunningham, y utilizar el valor de 0.5 m para la longitud la garganta del venturi. El aire a 150° F, con una carga de polvo de 5 gr/pie 3 pasa a de un filtro de tela con una velocidad superficial de 3 pies/min ción aire a tela). La permeabilidad del polvo es de 2.50 X 10-11 la densidad promedio de la torta de filtro es de 1.4 g/cm 3 . a) Si caí da residual de presión a través de la tela limpia es de 0.40 pulgaam de agua, estimar el tiempo requerido en horas, para que la caída tal de presión llegue a 3.5 pulgadas de agua, con base en la ecuación, (5.86). b) ¿cuál será el valor del arrastre S del filtro, en pulgadas de; agua/pie/min? Se efectúa una prueba en un filtro de tela limpio, de manera de determinar la permeabilidad del polvo, Kp. La caída de presión a través de la tela limpia es de 2 robar. Se utiliza una corriente de aire a 27°C, con una velocidad de 1.80 m/s, Y la densidad de la torta del filtro es · 3 de 1.20 g/cm • A continuación se proporciona el registro mantenido de la caída global de presión contra la masa de partículas depositadas:

tlP0 , mbars

Mp,kg

"j: i :1'~

6.12

0.002

6.66 0.004

7.74 0.010

9.00 0.020

9.90 0.028

10.62 0.034

Determinar la permeabilidad del polvo, en metros cuadrados, si el área 2 de la tela del filtro es de 100.0 cm • 3 5 _1 oo El aire a 100°C con una carga de polvo de 20.0 g/m pasa a través de un filtro de tela con una relación de aire a tela (o velocidad superficial) de 1.0 m/min. La densidad promedio de la torta de filtro es de 1.25 g/cm 3 , y la caída residual de presión a través de la tela limpia antes del inicio de la prueba es de 1 m bar. Estimar con base en la ecuación (5.86), a) la caída total de presión a través del filtro, en milibares, después de 4 h, si se conoce la permeabilidad del polvo, Kp, como 2 11 1.40 X 10- m y b) el arrastre S del filtro en mbares/m/min. S.101 Aire a 200°F con una carga de polvo de 10 gr/pie 3 pasa a través de un filtro de tela. Después de 7 h se mide la caída total a través del filtro como 3.60 pulgadas de agua. La densidad de la torta de filtro 3 es de 1.10 g/cm , y la caída residual de presión a través del filtro limpio es de 0.45 pulgadas de agua. Si la velocidad del aire se mantiene a

4 pies/min durante la prueba, estimar la permeabilidad del polvo, kp, en 2 unidades de a) lb·pulg/pulg de agua·min y b) pies cuadrados, con base en la ecuación (5.86). 3 El aire a 127°C con una carga de polvo de 10.0 g/m pasa a través de 5.102 un fii tro de tela con una relación de aire a tela (o velocidad superficial) de 2.0 m/min. La densidad de la torta de partículas en el filtro promedia 0.90 g/cm 3 y la caída residual de presión a través del filtro es de 1.20 m bar. a) Después de un período de 6 h, la caída total de presión es de 8 m bar. Estimar la permeabilidad Kp, en metros cuadrados. 2 12 b) Si la permeabilidad del polvo es de 5.00 X 10- m , estímese la caída global de presión en milibares después de 4 h. e) Si la permea2 bilidad del polvo es de 7. 70 X 1 o- 12 m , estimar el tiempo requerido para que la caída total de presión alcance 7.50 m bar. Utilice la ecuación (5.86) para los cálculos. 2 5.103 Un filtro de tela tiene valores de resistencia R¡y Rp de 24,000 kg/m • s 1 y 56,000 s- , respectivamente. El área del filtro es de 1,600 m" y el 3 gasto volumétrico del aire es de 12 m /s con una carga de polvo Ld de 8 g/m 3 • Determinar a) la caída de presión en el arranque, en newtons por metro cuadrado y milibares, b) la concentración de masa por aire W, después de 5 h de operación, en kilogramos por metro cuadrado, y e) la caída de presión después de 5 h, en newtons por metro cuadrado y en milibares. 2

5.104 Se u ti!iza un filtro con 6,000 m de área superficial3 para limpiar 50 m 3 /s de aire, que tiene una carga de polvo de 4 g/m . Los valores de R¡ y Rp son de 22,000 kg/m 2 s y 40,000 s- 1 , respectivamente. Si se desea que la caída global de presión no sobrepase los 18 mbars, determinar el período permisible máximo de limpieza, en horas. 5.105 Se efectúa una prueba a fin de determinar los valores de R¡y Rp. Se midieron los datos siguientes: !::.P (después de la limpieza)== 4 mbars, masa colectada == 44 kg, !::.P (después de realizada la prueba) == 20 3 mbars, área de filtro == 36 m 2 , y gasto volumétrico== 0.48 m /s. De1 2 terminara) R¡en kg/m s y b) Rp en s- • 5.106 Se efectúa una prueba con un filtro de tela limpio, para determinar la permeabilidad del polvo, Kp, en metros cuadrados y el coeficiente de resistencia del polvo, Rp, en s - 1 • Se utiliza una corriente de aire a 27°C y con una velocidad de filtracipn de 0.80 m/min, y la densidad 3 de la torta de filtro es de 1,200 kg/m . A continuación se presenta un registro de la caída global de presión contra la concentración del área de masa sd sobre el filtro: tlP0 , N/m2 2 wd, kg/m

360

440

580

0.20

0.60

1.58

710 2.62

780 3.11

900

3.97

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·:

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1·

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980 4.50

Se observa que la caí da de presión a través de la tela limpia es de 300 N/m 2 • Estímense los valores de a) Kp y b) Rp en las unidades especificadas. 5.107 Durante una prueba sobre un filtro de bolsa limpio, se observó que el arrastre del filtro debido al polvo al final del período de prueba

L

320 PARTICULAS

"1

t'" l:J

u ':j(;

era de 1 ,UOO N ·min/m-1, y la resistencia Rp del polvo acumulado en 1 la tela era de 30,000 s- . La carga de polvo en la corriente de aire 3 sucio es de 5.0 g/m . Si la caída de presión aumenta en 10m bar durante la prueba, estímese el tiempo en horas, del período de prueba. 5.108 Un1 filtro de tela tiene valores de R¡ y Rp de 4,000 lbm /pie 2 ·s y 50,000 s- ,respectivamente. El área del filtro es de 70,000 pies 2 y el gasto volumétrico del aire es de 1,530 pie 3 /s con una carga de polvo de 4.4 3 gr/pie • Determinar, a) la caída de presión en el arranque, en lb/pulg 2 y en pulgadas de agua, b) la concentración del área de masa W después de 4 h de operación, en lbm/pie:z- y e) la caída de presión después 2 de 4 h, en lb/pulg y en pulgadas de agua. 2 5.109 Un3 filtro con 5,000 m de área superficial se utiliza para limpiar 40 m /s de aire que tiene una carga de polvo de 3 g/m 3 . Los valores de 2 R¡ y Rp son de 25,000 kg/m ·s y 35,000 s- 1 , respectivamente. Si se desea que la caída global de presión no exceda de 20m bar, determínese el período permisible máximo de limpieza, en horas. 5.110 Se efectúa una prueba para determinar los valores de R¡ y Rp. Se midieron los datos siguientes: ~ P {después de la limpieza)= 3 m bar, ~p {después de la corrida2de prueba)= 16m bar, masa colectada= 40 kg, área 2 del filtro= 32m , y el gasto= 0.40 m 3 /s. Determinar a) R¡ en kg·m ·sy b) Rp en s- 1 • 5.111 Se corre una prueba en un tejido limpio en un filtro de tela a fin de determinar la permeabilidad del polvo, Kp, en metros cuadrados y el coeficiente de resistencia el polvo, Rp, en s- 1 • Se utiliza una corriente de aire a 27°C y una velocidad de filtración de 0.6 m/min, y la densidad de la torta de filtro es de 1,100 kg/m 3 • A continuación se presenta un registro de la caída global de presión contra la concentración de área de masa, W, sobre el filtro.

AP0 , N/m2 W, kg/m2

PROBLEMAS

5.115.

5.116

5.117

5.118

5.119

5.120

320 0.20

400 0.52

480 0.90

580 1.45

720 2.40

880 3.02

1040 3.82

Se observa que la caída de presión a través de la tela limpia es de 2 200 N/m • Estímense los valores de a) Kp y b) Rp, en las unidades especificadas.

5.121

5.112

Calcular la velocidad de desplazamiento a 25°C en el aire y en metros por segundo, para partículas con un diámetro de a) 0.5 ¡.tm, b) 1 ¡.t.m, e) 5 ¡.tm, d) 10 ¡.tm y e) 50 ¡.tm. Los voltajes de carga y colección son de 50,000 y 40,000, respectivamente, y el espaciamiento entre el ánodo y el cátodo es de 10.0 cm. Suponer un factor dieléctrico p de 2.50, y use la corrección de Cunningham. 5.113 Efectuar los cálculos requeridos en el problema 5.112, con la excepción de que los voltajes de carga y colección serán de 45,000y 35,000, respectivamente, el espaciamiento entre el ánodo y el cátodo será de 12.0 cm, y el factor dieléctrico p será de 2.20. Aplicar nuevamente el factor de corrección de Cunningham. 5.114 Un precipitador electrostático tiene placas colectoras de 3 m de alto y de 1 m de largo en la dirección del flujo. El espaciamiento entre el

5.122 5.123 5.124

321

electrodo de carga y la placa colectora es de 7.56 cm. El dispositivo se usará para colectar partículas que tengan una constante dieléctrica de 4 y un diámetro efectivo de 4¡.t.m. El gas de transporte (aire a 25°C) tiene una velocidad de 1.2 m/s. Calcular la eficiencia colectora para un voltaje de carga de a) 10 kV, b) 20 kV, e) 30 kV, d) 40 kV y e) 50 kV. Omítase la corrección de Cunningham. Determinar la eficiencia colectora para las condiciones dadas en el problema 5.114 cuando el voltaje de carga es de 20 kV y la longitud de la placa colectora en la dirección del flujo es a) 2 m, b) 3 m y e) 4 m. Compárense los resultados con el valor original para una longitud de 1m. Determinar la eficiencia colectora para el precipitador del problema 5.114, parte b), si la temperatura del aire se cambia a 230°C, permaneciendo constantes todos los demás datos. Comparar los resultados con el valor original para la operación a 25°C. Determinar la eficiencia colectora para el precipitador del problema 5.114, cuando el voltaje de carga sea de 40 kV y la longitud de !aplaca colectora en la dirección del flujo sea de a) 2 m, b) 3 m y e) 4 m. Compárense los resultados con el valor original para una longitud de 1m. Determinar la eficiencia colectora para el precipitador del problema 5.114, parte e), si la temperatura del aire se cambia a 230°C, permaneciendo constantes todos los demás datos. Para un precipitador electrostático de una geometría y condiciones de operación dadas, se observó que la eficiencia colectora para partículas de 10 ¡.t.m es de 99.80 por ciento. Con base en una ecuación de eficiencia del tipo Deutsch, estímese la eficiencia colectora para partículas de tamaño: a) 5¡.tm, b) 1¡.t.m y e) 0.2¡.t.m. Para un precipitador electrostático de una geometría y condiciones de operación dadas, se encontró que la eficiencia colectora para partículas de 2 ¡.t.m, era de 99.90 por ciento. Con base en una ecuación para las eficiencias del tipo de Deutsch, estímese la eficiencia colectora para partículas de tamaño de a) 1¡.t.m, b) 0.5¡.tm y e) 0.1¡.t.m. Para una velocidad de desplazamiento y un gasto volumétrico fijos, ¿cuál será el por ciento de cambio en el área de la placa colectora, que se requerirá para aumentar la eficiencia colectora de a) 90 a 99 por ciento y b) 95 a 99.5 por ciento, con base en la ecuación de Deutsch? Reconsiderar el problema 5.119 con base en una ecuación del tipo de Haz en, para las partes a), b) y e), con un valor de n de 4. Reconsiderar el problema 5.120 con base en una ecuación del tipo de Hazen, para las partes a), b) y e), con un valor den de 5.0. Una prueba efectuada en un precipitador electrostático indica que una velocidad de migración o efectiva para todo el rango de los tamaño¿ de partículas es igual a 0.50 pies/s. La longitud del dispositivo es de 20 pies y el ancho del pasaje entre los electrodos es de 0.40 pies. ¿cuál será la velocidad permitida máxima del gas, en pies por segundo, a través del precipitador electrostático a fin de que la eficiencia

1

322

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PARTICULAS

colectora global pueda alcanzar un 99.2 por ciento, con base en una ecuación del tipo de Deutsch? 5.125 Reconsiderar el problema 5.121, con base en una ecuación del tipo de Hazen para las partes a) y b), sin es 4.0. 5.126 Se observa que un precipitador electrostático con un área colectora 2 específica de 350 pies /1,000 pcam, tiene una eficiencia colectora total observada de 9 7. 7 por ciento. Si se aumenta el valor de A/Q 2 hasta a) 450 pies /1,000 pcam y b) 500 pies 2 /1,000 pcam, estimar la nueva eficiencia colectora global, usando la ecuación de Deutsch. Supóngase que la velocidad de migración permanece constante mientras se altera A/Q. 5.127 Se observa que la eficiencia colectora global de un precipitador electrostático es igual a 98.4 por ciento. Se desea disminuir la penetración a la cuarta parte de su valor inicial, sin cambiar drásticamente la disposición física del equipo. Una manera de obtener esta disminución es cambiar la fuerza de carga y colección. Si ambas son inicialmente iguales y se cambian la misma cantidad, ¿cuál será el por ciento de cambio requerido en las fuerzas del campo para alcanzar la eficiencia colectora o penetración, con base en a) la ecuación de Deu tsch y b) una ecuación de tipo de Hazen con un valor den de 4? 5.128 Se emplea un precipitador electrostático para eliminar partículas de vidrio que tienen un diámetro medio de 4 ¡Jm, del aire que fluye a través del colector, a 4 pies/s. El precipitador tiene 8 pies de alto y 6 pies de ancho, teniendo los electrodos un espaciamiento de 6 pulgadas, y una longitud de 2 pies en la dirección del flujo. El voltaje de carga es de 20,000 V y la constante dieléctrica promedia 4. 7 5. Estimar a) la eficiencia del precipitador, b) la eficiencia si el voltaje se aumenta a 35,000 V y e) la eficiencia si la longitud de las placas se aumenta a 3 pies para las partes a) y b ). 5.129 Suponer que el costo de instalación de un precipitador electrostático de gran tamaño es de $1,00 por pie 3 /m in para una eficiencia colectora global de 97.0 por ciento. Estimar el porcentaje de aumento en el 3 costo por pie /min, si se desea tener una eficiencia de 99.7 por ciento, permaneciendo constantes todas las otras variables generales de operación. 5.130 Selzler y Watson (27) han propuesto la siguiente ecuación empírica de tipo Deutsch para la eficiencia colectora de un precipitador electrostático:

n

·•col

{

- S )0.22]) [ (A)!.4(KW)o.a( V V AH

= 100 1 - exp -K -

donde A es el área de la placa colectora, 1,000 pies 2 ; V es el gasto volumétrico en pcam; KW es la entrada de energía al electrodo de descarga, en kilowatts; S/AH es la relación en peso entre el azufre y la ceniza, para el carbón utilizado; y K es 116 para el carbón pulverizado, o 90, si se usa un horno ciclónico, o si el precipitador está precedido por un colector mecánico. Para los datos cuya lista aparece

323

BIBLIOGRAFIA

a continuación, se pronosticará la eficiencia colectora para los tres C;tsos. El primero y el tercer caso usan carbón pulverizado, mientras que el segundo caso utiliza un colector mecánico.

Caso (a) (b) (e)

',

Tamaño (MW)

200 500 800

V {1000 peam)

810 1720 2480

S/AH (por peso)

A (pie2)

2.5/12.4 0.9/11.7 1.1/9.3

80,000 240,000 355,000

Energía (kW) 6000

1700 2360

5.131 En el problema 5.130 se presenta la ecuación empírica de Selzler y Watson para la eficiencia colectora de un precipitador electrostático. Considerar los siguientes cambios en la operación y el efecto que tienen en la eficiencia colectora. a) Un precipitador con una eficiencia de 97.9 opera con un carbón que tiene una relación de azufre a ceniza de 1.1: 12.3. Para cumplir con más facilidad las normas de emisión de S0 2 , se sustituye con un carbón con una relación de O. 7: 1 O. 8. Si todas las otras variables de operación siguen iguales, estímese la nueva eficiencia colectora. ¿Fue prudente el cambio? b) Un precipitador con una eficiencia de 98.9 opera con un área colectora de 80,000 pies 2 y un gasto volumétrico de 150,000 pies 3 (actuales)/min. ¿cuál será la eficiencia colectora si una sobrecarga en el gasto volumétrico pasa a través del colector? ¿cuál será el por ciento de aumento del polvo descargado a la atmósfera? Estimar también la eficiencia colectora para una disminución de 10 por ciento de lacarga, y el cambio en el por ciento del polvo descargado. e) Considerar los datos en la parte a). ¿cuál será el cambio requerido en la energía de la corona si se desea, para la nueva relación de azufre a ceniza, restituir la eficiencia colectora a su valor original?

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324

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PARTICULAS

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325

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32. H. J. White. Industrial Electrostatic Precipitation. Rcading, Mass.: Addison-Wesley, 1973. 33. H. J. White.Ind. Engr. Chem. 47 (1955): 932. 34. J. D. McCain, J. P. Gooch y W. B. Smith. "Rcsults of Field Measurements of Industrial Particulate Sources and Electrostatic Precipitator Performance." J. A ir Pollu. Control Assoc. 25, ~o. 2 ( 197 5): 11 7-121. 35. G. Penney. "Sorne Problems in the Application ofthe Deutsch Equation to Industrial Electrostatic Precipitation." J- Air Pollu. Control. Assoc. 19 (1969): 596. 36. J. O. Ledbetter. "Electrostatic Precipitator Efficiency Calculations." J- AirPollu. ControlAssoc. 28,?\o. 12 (1978): 1228-1229. 37. W. Strauss, cd. AirPollution Control, Part l. Nueva York: Wiley, 1971. 38. "Proceedings of a Symposium on l;ine Particle Electrostatic Precipitation." J. Air Pollu. Cont; ol Assoc. 25, Ko. 2 (1975): 98-189. 39. G. W. Penney. "Electrical Liquid Spray Dust Precipitator," U.S. Patent No. 2,357,354 (1944). 40. J. D. McKenna, J. C. Mycock y W. O. Lipscomb. "Performance and Cost Comparisons between l;abric Filters and Alternate Particulate Control Techniques." J. A ir Pollu. Control Assoc. 24, ~o. 12 ( 197 4): 11441150. 41. P. L. Feldman. "Effects of Particle Size Distribution on the Performance of Electrostatic Precipitators." Research-Cottrell, Inc., Presented at APCA Annual Meeting, Boston, 197 5. 42. J. R. Bush, P. L. Feldman y M. Robinson. "Development of a High Temperature, High Pressure Electrostatic Precipitator," EP A-600 /7-77132, Noviembre, 1977. 43. M. Crawford. Air Pollution Control Theory. Nueva York: McGraw-Hill, 1976.

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6.1

INTRODUCCION

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La mayoría de los contaminantes del aire reconocidos está formada, con mucho, por gases; entre ellos están el monóxido de carbono, los óxidos de nitrógeno, los óxidos de azufre, y los hidror::arburos no quemados en su totalidad. Los datos de la tabla 1.8, para 1975, indican que, sobre la base de la masa, aproximadamente 93 por ciento de los contaminantes del aire son gases, de ellos, el monóxido de carbono representa el 52 por ciento. El consumo de los combustibles fósiles es la fuente principal de los contaminantes gaseosos. Otros gases y vapores emitidos durante numerosos procesos industriales pueden ser causa de que las concentraciones locales de los contaminantes alcancen niveles objetables. Se puede obtener información específica acerca de dichas sustancias en las referencias 1 y 2 y otras publicaciones de la Agencia de Protección Ambiental (APA) que aparecen periódicamente. Por lo general, las concentraciones de contaminantes gaseosos en las mezclas de gas son relativamente bajas. La reducción de dichas sustancias a niveles deseables, se puede llevar a cabo por varios métodos. Primero, la especie contaminante se puede adsorber sobre la superficie de adsorbcdorcs sólidos selectivos. Segundo, los contaminantes pueden ser absorbidos por solventes líquidos. Tercero, el contaminante se puede oxidar por medio de la incineración catalítica o de flama directa, a otra forma química que no sea un contaminante. Cuarto, la concentración del contaminante se puede reducir por la restricción de la cantidad de contaminante formada en el proceso químico 327

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328 CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

original. Para la operación exitosa de los métodos tercero y cuarto de control de la contaminación, será necesario estudiar la cinética de reacción y la evaluación del equilibrio químico de las especies en sí. Por tanto, en este capítulo se presentan los principios de la cinética química y del equilibrio químico, a fin de establecer una base para la materia de que se trata, en éste y en capítulos posteriores, sobre los métodos de control del monóxido de carbono, dióxido de azufre, los óxidos de nitrógeno y los hidrocarburos no quemados. Debido a la importancia del dióxido de azufre y los óxidos de nitrógeno, estos temas se tratarán en capítulos separados. Los vehículos de motor emiten los hidrocarburos no quemados, los procesos estacionarios de combustión, y otros procesos industriales, como la refinación del petróleo y el secado de los acabados industriales. En el capítulo 10 se estudia el control de las emisiones de hidrocarburos y el monóxido de carbono, procedentes de los vehículos a motor. Se estudiarán aquí de los principios de la cinética química y se proporcionará información específica sobre el control del monóxido de carbono y de los hidrocarburos procedentes de fuentes estacionarias. Se empieza con un comentario de dos métodos de general importancia en el control de muchos contaminantes gaseosos, presentes en los gases residuales, a saber, adsorción y absorción.

6.2

ADSORCION

La adsorción es un proceso de separación que se basa en la capacidad que tienen ciertos sólidos para remover en forma preferencial, componentes gaseosos (o líquidos) de una corriente. Las moléculas del gas o vapor contaminantes, presentes en una corriente residual, se acumulan en la superficie del material sólido. Al medio adsorbente sólido se le llama con frecuencia el adsorbente, mientras que el gas o vapor adsorbido se le llama el adsorbato. Además de contribuir a la deshumidificación del aire y otros gases, la adsorción es útil en la remoción de olores y contaminantes objetables, procedentes de gases industriales, así como en la recuperación de vapores de solventes valiosos del aire y otros gases. La adsorción es una técnica especialmente útil en los casos en que:

l. El gas contaminante no es combustible, o es difícil de quemar. 2. El contaminante es lo suficientemente valioso para justificar su recuperación. 3. El contaminante se encuentra en una concentración muy diluida en el sistema de escape.

ADSORCIÚN

329

La adsorción hace también posible económicamente purificar gases que contienen sólo pequeñas cantidades de contaminantes, los que resultan difíciles, si no imposibles de purificar por otros medios. El proceso actual de adsorción se clasifica ya sea como adsorción física, o como adsorción qu{mica. En la adsorción física, las moléculas de gas se adhieren a la superficie del adsorbente sólido como resultado de las fuerzas atractivas intermoleculares entre ellas (fuerzas de van der Waals ). El proceso de adsorción es exotérmico. El calor liberado, que depende de la magnitud de la fuerza atractiva, es del orden de la entalpía (o calor) de condensación del vapor. Por lo general, está dentro del rango de 2 a 20 kJ/g·mol. La ventaja de la adsorción física se apoya en el hecho de que el proceso es reversible. Al bajar la presión del adsorbato en la corriente de gas, o elevando la temperatura, el gas adsorbido es fácilrpente desadsorbado sin cambio en la composición química. El efecto de temperatura es el que se usa. Esta característica de reversibilidad es extremadamente importante si resulta económicamente deseable la recuperación del gas adsorbido o la recuperación del adsorbente, para volver a utilizarlo. La cantidad de gas que se adsorbe físicamente decrece rápidamente con la creciente temperatura, y es muy pequeña cuando dicha temperatura está por encima de la temperatura crítica del componente adsorbido. Por lo general, la adsorción es directamente proporcional a la cantidad disponible de superficie sólida. No obstante, esta acumulación no está limitada a una capa monomolccular; cierto número de capas de moléculas se pueden acumular en la superficie. Otra característica conveniente de la adsorción física es que la tasa es por lo general muy rápida. La adsorción química es el resultado de una interacción entre el absorbato y el medio absorbente. La fuerza de unión asociada con este tipo de adsorción es mucho más fuerte que para la adsorción física. Por tanto, el calor liberado durante la adsorción química es mucho mayor que el liberado durante la adsorción física, por ejemplo, del orden de una entalpía de reacción (calor). Esta puede encontrarse dentro del rango de 20 a 400 kJ/g·mol. Debido a este elevado calor de adsorción, la energía asociada con las moléculas adsorbidas químicamente es significativamente diferente de la asociada con las moléculas presentes en la corriente de gas. Por tanto, la energía (o activación) requerida para que las moléculas adsorbidas químicamente reaccionen con otras especies moleculares, podrá ser considerablemente menor que la energía requerida cuando las dos especies reaccionan directamente en la fase gaseosa. Este requerimiento más bajo de energía es una de las bases de la explicación del efecto catalítico de las superficies sólidas de aumentar la tasa de algunas reacciones químicas. Existe otra diferencia importante. Además de ser un proceso más altamente exotérmico, la adsorción química es también con frecuencia

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331 330

CONTROL GENFRAL DE GAsi::S Y VAPORES

irreversible. Al experimentar la desadsorción, la naturaleza química habrá experimentado un cambio. Si es conveniente, ya sea la regeneración del adsorbente o la recuperación del adsorbato, se habrá de seleccionar de tal manera que el proceso de adsorción física sea el que controle. Por otra parte, es el proceso de adsorción química el que es responsable del efecto catalítico. La catálisis es un proceso extremadamente importante en cierto número de sistemas de control de la contaminación del aire. Cuando la tasa de adsorción química varía con la temperatura, la adsorción se conoce como adsorción química activada. Cuando la adsorción química tiene lugar muy rápidamente, la adsorción química se conoce como adsorción química no activada. Finalmente, otra característica distintiva de la adsorción química es que sólo una capa monomolecular de adsorbato aparece sobre el medio adsorbente. Este efecto se debe a las distancias extremadamente cortas sobre las que son efectivas las fuerzas de valencia que vinculan el adsorbato con el adsorbente. El propio adsorbente deberá tener algunas propiedades bastante evidentes. El diámetro de las partículas puede variar desde 0.5 pulgadas hasta valores tan bajos como 200 ¡J.m o menos. Es esencial una gran área de superficie por unidad de peso. Para la adsorción del gas, no es importante la superficie exterior aparente, sino más bien la superficie suministrada por los poros internos del sólido. Cuando el diámetro efectivo del poro no es sólo un poco mayor que el diámetro molecular del gas que se considera, estará entonces disponible una enorme área superficial para la adsorción. Por ejemplo, el carbón vegetal puede contener una superficie específica tan grande como de 105 a 106 m 2 /kg ( 10 6 a 1 O7 p1e 2 flb ). Además de una suficiente área superficial, se requiere que el adsorbente tenga una cierta condición química específica. Esta es una función de la naturaleza química del medio sólido. Se sabe que el carbón vegetal (carbón activado) tiene afinidad por los hidrocarburos mientras que la sr1ica gel absorbe rápidamente el agua. Una propiedad física que podría ser causa de preocupación en las operaciones de lecho fijo es la resistencia al flujo del aire. La caída de presión a través del lecho se debe mantener a un nivel aceptable. Si se ha de utilizar un lecho fluidizado, las partículas adsorbentes el flujo del líquido no las deben arrastrar con facilidad. A fin de poder resistir la reducción del tamaño o la trituración, el sólido deberá también cumplir ciertas normas de resistencia y dureza. El carbón activado al que se ha hecho referencia se prepara por la carbonización del carbón, la madera, huesos de frutas y cáscaras de coco. Se activa por el tratamiento con aire caliente o vapor, y se puede obtener en forma de pelotitas o gránulos. El carbón activado de este tipo es particularmente útil en la recuperación de vapores de los solventes. La sílica gel es un producto granular preparado del gel

ADSORCION

precipitado por el tratamiento con ácido sulfúrico de una solución de silicato de sodio. Se utiliza principalmente para deshidratar el aire y otros gases, pero su uso está limitado a temperaturas por debajo de 250°C (500° F). Tanto el carbón activado como la sr1ica gel pueden ser desadsorbidos. La alúmina activada constituye otro agente deshidratante; se trata de un óxido de aluminio. Se reactiva calentándola a 17 5 a 32 5 °C ( 350 a 600° F). La tierra de batanero está formada por arcillas naturales, utilizadas en la industria del petróleo, así como con aceites de origen vegetal o animal. El material orgánico adsorbido se puede eliminar por lavado y combustión. Existe un considerable interés en el uso de zeolitas sintéticas para la remoción de contaminan~s de las corrientes de gas. El uso de zeolitas para la suavización del agua está bien establecido. Las zeolitas sintéticas que ahora se usan son aluminosilicatos metálicos cristalinos, conocidos en general como tamices moleculares (3). Su mayor ventaja consiste en su selectivi<Jad o condición específica, las cuales se obtienen desarrollando a la medida su estructura cristalina de modo que sólo adsorban ciertas moléculas. Los poros de cualquier tipo especial de tamiz molecular son de dimensiones moleculares uniformes. Dependiendo del tamaño de estos poros las moléculas gaseosas se adsorberán rápidamente, lentamente o se excluirán completamente. Además de separar las moléculas por su tamaño, se puede hacer que los tamices separen moléculas de diferente modelo di polar, e hidrocarburos que difieran en su grado de saturación. Los tamices moleculares se pueden regenerar por calentamiento o elución (extracción con solventes). Se han desarrollado recientemente tamices moleculares ( 4) para el control de las emisiones de SO 2 , NOx y Hg. En estos casos, el diámetro del poro de los aluminosilicatos metálicos oscila de 3 a 1 OAngstroms (l0- 10 m o A). Se aplican específicamente a los gases de escape de las plantas de ácido sulfúrico o nítrico, por ejemplo. En este caso, se obtiene un beneficio especial, puesto que no habrán problemas residuales secundarios. Cuando los tamices se agotan (o se saturan) se regeneran por medio de un gas de purga caliente. Además, el gas de purga se recircula a la corriente principal de la planta, lo que permite un aumento en la productividad de la planta productora de ácido. Para una planta de ácido sulfúrico con capacidad de 200 ton/día, la recuperación de SO 2 era mayor del 99 por ciento, y las emisiones eran la décima parte de la norma federal para nuevas plantas. Para una planta de ácido nítrico con capacidad de 55 ton/día, las emisiones eran también una décima parte de la norma federal y el aumento en la producción de ácido nítrico era del 2.5 por ciento. Este método no es barato, y por tanto, se debe usar cuando exista un producto recuperable. El uso de tamices moleculares para afrontar el problema del SO en las unidades termoeléctricas, o con el problema del !';"Ox 2

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333 332

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORI·.S

procedente de las plantas generadoras de vapor que utilizan combustibles fósiles quizá no sería económicamente posible. El efecto del tamaño del poro sobre la selectividad de separación está ilustrado por algunos datos sobre tamices moleculares, recopilados por la Union Carbide Corporation. Cuando el diámetro nominal sea de 0.003 J.l.m (30 X 10- 8 cm), las moléculas adsorbidas podrían ser H 20 y NH 3 • Al aumentar el tamaño a 0.004 J.l. m, se adsorberán moléculas mayores, tales como CO 2, SO 2• H 2S, C 2H 4 y C 2H 5 OH. Un aumento posterior a 0.005 J.l.m permitirá la adsorción adicional de parafinas normales, con la exclusión de hidrocarburos ramificados y cíclicos. Por tanto, es posible incorporar una condición específica bastante intensa en las tamices moleculares, lo que aumenta el control del ingeniero sobre los fenómenos de adsorción. Los requisitos generales que será preciso cumplir en el diseño o selección de un equipo de adsorción adecuado, incluyen: 1) provisión para un suficiente tiempo de detención, ?) tratamiento previo de la corriente de gas para eliminar la materia no adsorbible que pudiera perjudicar la operación del lecho de adsorción, 3) tratamiento previo para eliminar altas concentraciones de otros gases competidores mediante otros procesos más efectivos a fin de evitar la sobrecarga del sistema de adsorción, 4) buena distribución del flujo a través del lecho y 5) provisión para renovar o regenerar el lecho adsorbente después de que haya llegado a la saturación. En general, se puede elegir entre un tipo re generativo y uno no regenerativo (desechable), y entre uno de carga intermitente y otro de operación continua. Por lo general, cuando la concentración de contaminante en la corriente de gas que entra al adsorbedor es menor de 1 ó 2 ppm, se desechan el material adsorbente y el adsorbido. En este caso, se utilizan elementos adsorbentes no regenerativos de reemplazo, y de un solo paso. Sin embargo, desechar los elementos sin eliminar el adsorbato será completamente seguro, sólo si el adsorbato no fuera volátil en lo absoluto. Cuando la concentración del contaminante excede a varias partes por millón, se emplean sistemas de cámaras múltiples del tipo regenerativo de uno o dos pasos. Cuando se requiere operación continua, una cámara regenera mientras la otra adsorbe, como se muestra en la figura 6.1. En general, las velocidades del gas en la cara del lecho son de 20 a 100 piesfmin, con tiempos de retención de 0.6 a 6 s. Las referencias 5, 6 y 7 proporcionan cantidad de información adicional acerca de los adsorbedores. Entre las numerosas teorías sobre los fenómenos de adsorción, ninguna explica la mayoría de las observaciones experimentales (8, 9). Es conveniente considerar algunas de estas observaciones. En primer lugar, gran cantidad de los datos experimentales de adsorción corresponden a datos de equilibrio, los que se semejan a los datos de equi-

ADSORCION Descarga de aire a la atm6sfera

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Figura 6.1 Esquema de un adsorbedor de lecho fijo, de dos pasos.

Iibrio de solubilidad de los gases en los líquidos. Esto es, la cantidad de gas adsorbida en el equilibrio, por unidad de adsorbente, se mide contra la presión del adsorbato mantenida en la fase gaseosa. La figura 6.2 muestra los datos para dos gases, acetona y benceno, adsorbidos sobre carbón activado. Como era de esperar, al aumentar la presión del adsorbato en la corriente de gas aumentará la adsorción a una temperatura dada. Un aumento en la temperatura de operación para un adsorbato y presión parcial dados en una corriente de gas, disminuye la concentración del gas adsorbido. Por tanto, es deseable usualmente operar un lecho de adsorción a una temperatura tan baja como sea posible. En general, también es cierto que la adsorción mejora con un aumento en la masa molar del adsorbato, a pesar de que el grado de saturación es también importante. En la figura 6.2 se indica que para la misma presión parcial y en la corriente del gas y la misma temperatura, se adsorberá en el equilibrio considerablemente más benceno que acetona. Los datos de la figura 6.2 son ejemplos de isotermas de adsorción de equilibrio para una combinación específica de adsorbente y adsorbato. En general, una isoterma de adsorción relaciona el volumen o masa adsorbida con la presión o concentración parciales del adsorbato en la corriente principal de gas, para una temperatura dada. Como se indicó en la figura 6.2, la concentración de equilibrio adsorbida

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335 ADSORCION

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CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

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puede ser muy sensible a la temperatura. No obstante, no es necesario que las isotermas de adsorción tengan el perfil de las curvas de la figura 6.2. A pesar de que los datos experimentales revelan cierto número de posibilidad, la figura 6.3 ilustra tres isotermas representativas. La curva de la figura 6.3a tiene la convexidad hacia arriba en su totalidad. Este tipo de comportamiento es muy favorable para la captura del adsorbato, puesto que la cantidad adsorbida permanece esencialmente la misma mientras se disminuye la presión parcial (o concentración). En la figura 6.3b la curva de equilibrio tiene la concavidad hacia arriba en toda su longitud. Esto ocasiona una situación desfavorable para la adsorción, ya que a bajas concentraciones de gas, la cantidad adsorbida será muy baja. Como se muestra en la figura 6.3c, algunas isotermas de adsorción contienen un punto de inflexión en la curva. La isoterma de adsorción de equilibrio es igualmente válida tanto para el proceso de adsorción como para el proceso de desorción o de

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1.-A ONDA DE ADSORCION

CONTROL GENERAL DE GASES Y V A PO RES

elución, si la adsorción es reversible. Por tanto, se puede afirmar, con base en las curvas de la figura 6.3, que las isotermas que son favorables para la adsorción son desfavorables para la desorción. Esta dificultad se supera en la regeneración de un adsorbente efectuando la desorción a una temperatura diferente, con lo que se alteran las características del proceso de desorción a una condición más favorable. En la literatura se proponen ecuaciones para ajustar analíticamente las varias isotermas experimentales. Con frecuencia en la adsorción física se usa la ecuación aproximada de Brunauer, Emmett y Teller. La deducción de esta ecuación ( 1 O), se basa en la tasa de condensación y evaporación de las varias capas de moléculas sobre la superficie sólida. El resultado final tiene la forma V

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Vm = (P0 -P)[1+(c-1)(P/Po)J

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(6.1)

que se conoce como la ecuación de Brunauer-Emmett-Teller (B. E. T.). V es el volumen que llenaría la cantidad de gas adsorbido, a una presión y temperatura dadas, y V m será el volumen adsorbido si una capa con un espesor de una molécula llenara la superficie. P 0 es la presión de vapor del adsorbato a la temperatura del sistema,P es la presión parcial actual del adsorbato en la corriente principal de gas, y e es un parámetro del proceso particular de adsorción. Los valores de Vm y e se encuentran en los datos experimentales del sistema de adsorción que se considera. En primer lugar, es conveniente reordenar la ecuación anterior para que tome la forma

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(6.2)

Con base en esto, se traza una curva de (P/V)f(P 0 - P) versus PjB 0 , trazando la mejor línea recta posible a través de los puntos de los datos. La ecuación (6.2) indica que su intercepción a la abscisa es 1/e Vm y su pendiente es (e - 1 )/e Vm. Con estos dos valores se pueden determinar V m y e, que a su vez establecen la relación de equilibrio entre V y P, a través de la ecuación (6.1). Es fácil demostrar que el volumen V m correspondiente a una capa monomolecular llena de gas adsorbido, en términos de un trazado B. E. T., es sencillamente

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]. Am Chem. Soc. 59 (1937): 2682.)

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la adsorción de CO y CO 2 sobre sllica gel. En la figura 6.4a se muestra la isoterma de adsorción, mientras que en la figura 6.4b se ilustra una gráfica B. E. T. de los datos. La linearidad de estos datos en la gráfica B. E. T. es evidente. Las investigaciones indican que con frecuencia la gráfica de B. E. T. no es lineal para valores de PjP0 de menos de 0.05 y mayores de 0.35. En algunos casos, la gráfica B. E. T. de los datos conduce a una isoterma en forma sigmoidal. Será entonces necesario utilizar otras técnicas para evaluar V m. Los datos de las figuras 6.2 y 6.4, son una medida de la capacidad del adsorbente en equilibrio a una temperatura y concentración de gas dadas, y representan límites superiores para procesos reales. 6.3

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LA ONDA DE ADSORCION

Considérese la situación en la que se pasa una corriente de gas contaminado a través de un lecho estacionario de adsorbente (fijo). Se considerará la corriente de gas como una mezcla binaria compuesta de un contaminante gaseoso diluido de concentración inicial C0 en un gas

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338

CONTROL GLNL·:RAL DE GASES Y V APORFS

portador inerte, como el aire. Según aumenta el tiempo de operación del proceso de adsorción, aumentará la cantidad de gas adsorbido en el lecho. No obstante, dicha absorción no ocurre uniformemente en todo el lecho. Durante el período inicial de operación, la capa de adsorbente más cercana a la entrada absorbe de una manera efectiva la mayor parte del so luto ( adsorbato} presente en el gas portador. Una vez que pasa esta capa inicial de adsorbente, el gas portador está relativamente libre de contaminante. La porción restante del lecho está también esencialmente libre de contaminante. Esta situación se ilustra en la figura 6.5a, donde la densidad relativa de los puntos entre las posiciones 1 y 2 indica la concentración relativa del contaminante adsorbido en el lecho. La región desde la entrada hasta la posición 1, indicada por el área sombreada, está esencialmente saturada de contaminante. La región entre las posiciones 1 y 2 se conoce como la zona de adsorción. En esta zona la concentración del contaminante pasa desde un estado esencialmente saturado en la posición 1 hasta un valor cercano a cero en la posición 2. En la parte d de la figura 6.5 se traza el valor de e (la masa de contaminante por volumen de gas (b)

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Figura 6.5 Paso de una onda de adsorción a través de un lecho fijo.

LA ONDA DE ADSORCJON

339

contaminado) o X (la masa de contaminante por masa de adsorbente) contra la posición en varios momentos desde el arranque. Nótese la rápida caída de la concentración de contaminante desde el comienzo hasta el fin de la zona de adsorción. Según entre más gas contaminado al lecho de adsorción, mayor cantidad de las capas del lecho quedan saturadas. Por tanto, la zona de adsorción se mueve a través del lecho en dirección a la salida. Tiempo después, ilustrado en la figura 6.5b, el lecho se satura completamente en aproximadamente la primera mitad de su longitud. En la figura 6.5e se representa una gráfica de la concentración de contaminante en la fase gaseosa a la salida del lecho contra ya sea el volumen de gas portador que ha pasado por el lecho o el tiempo de operación. Cuando la zona de adsorción esté ya sea en a o en b, el valor de e a la salida es finito, pero es casi igual a cero. Tiempo después, o para el paso de una cantidad todavía mayor de gas contaminado a través del lecho, el borde delantero de la zona de adsorción llega al extremo del lecho fijo de longitud L~ Véase la figura 6.5c. Como el perfil de concentración a través de la zona de adsorción tiene frecuentemente forma de S, el proceso de adsorción aparece como una "onda" que pasa a través del lecho. Por tanto, el fenómeno de la adsorción se conoce como onda de adsorción. Según esta onda llega a la última capa de adsorbente, la concentración del contaminante en la corriente de salida del gas, empieza a subir rápidamente, como se muestra en la figura 6.5e. Esta condición de un rápido cambio de e a la salida se conoce como punto de ruptura. Esta podía ser, arbitrariamente, la condición en la que se detecta la primera concentración medible a la salida. Desde el punto de vista de un control de la contaminación, no se puede permitir que el valor de e sobrepase la norma de emisión, si la corriente de gas se libera directamente desde el lecho de adsorción hasta el medio. Quizá no es aconsejable dejar que el borde anterior de la zona de adsorción se acerque a la última capa de adsorbente, puesto que las variaciones en los gastos, concentración a la entrada, temperatura, u otros factores, pueden ser causa de que la concentración de contaminante a la salida fluctúe y sobrepase la permitida por la reglamentación. El perfil de la onda de adsorción es extremadamente importante. El perfil de concentración dentro de la zona puede ser extremadamente inclinado o muy plano. En el límite, para una tasa de adsorción, la curva de la onda de adsorción sería vertical. Por tanto, podría ocurrir una ruptura instantánea en cualquier momento, lo que sería una desventaja desde el punto de vista del control. No obstante, constituiría una ventaja que todo el lecho estuviera saturado, de manera que un mayor volumen de gas contaminado pudiera pasar a través de untamaño dado de lecho antes de que fuera necesario detener la opera-

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340

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

ción. Sería muy de desear en la práctica que la ruptura no ocurriera hasta que la saturación del lecho no alcanzara el 75 u 80 por ciento. El otro extremo sería la situación en la que la curva en forma de S fuera muy plana. En este caso, la ruptura ocurriría relativamente pronto en términos del flujo total de gas a través del lecho, y gran parte del mismo no estaría saturado en el momento de la ruptura. En algunos casos puede que la saturación sea tan baja como el 15 por ciento en dichas circunstancias. Se requerirían entonces lechos más largos, para mantener el tiempo de operación de un lecho dentro de una duración razonable. Esto es causa de otras desventajas, como por ejemplo, una mayor caída de presión a través del lecho. Por tanto, es más apropiada alguna forma intermedia de la onda de adsorción. A fin de determinar el tiempo de ruptura, para un perfil de concentración dado dentro de la zona de adsorción, hay que determinar la velocidad de la zona de adsorción según avanza a través del lecho. Los factores que determinan la forma y velocidad de la onda de adsorción se tratan en la sección siguiente. También es evidente que es imperativa una distribución uniforme del adsorbente a través del lecho fijo. Si resultara algún tipo de canalización debido a una inadecuada distribución del material sólido, puede ser que el tiempo de ruptura se podrá ver significativamente acortado.

6.4 ANALISIS TRANSITORIO DE UNA ONDA DE ADSORCION

! ¡.,

En la sección anterior se presentó la interpretación física de una onda de absorción. Se quiere ahora describir este fenómeno matemáticamente, de manera que se pueda determinar la forma del perfil de concentración y la velocidad de la onda, en condiciones específicas. En la figura 6.6 se muestran las características generales de una onda de adsorción. Se traza la concentración de la fase gaseosa del conta-

341 ANA LISIS TRANSITORIO DE UNA ONDA DE ADSORCION

minante (expresada como la masa de contaminante por volumen Q.e gas) o la concentración X de la fase sólida (expresada como la masa de contaminante por volumen de ga~), contra la posición x a lo largo del lecho de longitud total L. La concentración e varía de cero a eo, la concentración de contaminante a la entrada. Se supone que el lecho está saturado en el borde trasero de la onda, esto es, las fases gaseosa y sólida están esencialmente en equilibrio en cualquier posición detrás de la zona de adsorción. Por tanto, la concentración X varía entre cero y X !at· En consecuencia, en la posición 1, las concentraciones son e y X !at, mientras que en la posición 2, ambas concentraciones son 0 esencialmente cero. La corriente de gas se mueve aguas abajo, a la velocidad V g• relativa al lecho fijo, mi.~ntras que la zona de adsorción se mueve con una velocidad V ad con respecto al lecho. Es conveniente establecer, desde un punto de vista matemático, las ecuaciones dominaptes con base en la zona de adsorción como una referencia fija, más bien que en el lecho de adsorción. Como Vg es mucho mayor en la práctica que vad (en varios órdenes de magnitud), se puede hacer que Vg represente la velocidad de la corriente de gas con respecto a lazona f~ja. Entonces, Vg es la velocidad del lecho según pasa poF la zona, de derecha a izquierda, según se ve en la figura 6.6. Primero se establecerá un equilibrio de masa del contaminante (adsorbato) para la zona de adsorción global entre las posiciones 1 y 2. La tasa de contaminante transferido dentro de la zona por las fases gaseosa y sólida debe ser igual a la tasa de salida. En la posición 2, no sale ningún contaminante con la fase gaseosa, ni entra con la fase sólida. Por tanto, toda la transferencia de masa tiene lugar en la posición l. Si rhg y mad son, respectivamente, los gastos de masa de la fase gaseosa que entra y la fase sólida que sale, se tiene entonces

m.gel

e

co

m.dXI = ParlA V.dXI

(6.4a)

Pg

donde Pg es la densidad de la fase gaseosa, Pad es la densidad aparente del lecho granular, y A es el área de la sección transversal del lecho.

o

xsat 1 1

Nótese que

1

Co X

1 1

V9 o

v.

1

Pad

1 1

= P- - ( 1 verd

cp)

1 1

o1 o

v,d¡

\J

1

1

x,

•

x2

L

X

Figura 6.6 Características generales de una onda de adsorción.

donde Pverdadera es la densidad exacta del adsorbente (sin espacios vacíos) y cp es la verdadera fracción de vacíos en el adsorbente. En muchos de los problemas de adsorción que incluyen contaminantes del aire, su concentración está muy diluida. Por tanto el gasto t1e masa

'1 .

~

·¡¡ ;:

IÍ

'i

342 CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

del gas portador equivale esencialmente a la del flujo total Además, el gas portador es frecuentemente aire con una tasa de flujo de masa m y densidad p. Después de hacer estas aproximaciones, se observa que 1~ ecuación (6.4a) se puede escribir simbólicamente como

·e ma o Pa

= PadA VadXsat

(6.4b)

Además, la concentración a la entrada, C0 , y la concentración del adsorben te saturado, X sat están relacionadas por datos experimentales. Para muchas soluciones diluidas en la fase gaseosa, los datos de saturación o equilibrio que relacionan ce con xsat para los fenómenos de adsorción, toman la forma que se muestra en la figura 6.2. Se dice que estas curvas son del tipo Freundlich, y están representadas matemáticamente por una relación del tipo

"

:·~

;¡¡-

,.

~

ji· 1

~

~

Ce

=

aXf!t

(6.5)

donde ~ y /3 son constantes ajustables. /3 es un número puro, mientras que ~ deberá tener las mismas unidades que C. Nótese que~ y 13 tendrán valores a diferentes temperaturas, aun para el mismo adsorbato y adsorbente. Puesto que se ha supuesto que existe equilibrio en laposición 1, a pesar de que no sea cierto dentro de la zona, se tendrá entonces que C0 = Ce. Si se usa la ecuación ( 6.5) para eliminar X sat de la ecuación (6.4b), se observará entonces que maco

(e )/3

ANA LISIS TRANSITORIO DI·: UNA ONDA DI·. ADSORCION

343

ficial va de la corriente de aire o gas portadores y de la densidad aparente del lecho de adsorción. A fin de que sea posible determinar el espesor de una onda de adsorción, es necesario deducir una relación entre C y x en la zona de adsorción. Esto se efectúa examinando la transferencia de masa desde la fase gaseosa, para un espesor diferencial dx de la zona de adsorción. Según pasa la corriente de gas a través de dx, la concentración cambia en dC. La tasa de transferencia de masa dmp a la fase sólida del gas contaminante es igual al producto del gasto volumétrico por el cambio de la concentración, o sea,

m

dm =......!!.de p

Pa

Se puede deducir otra ecuación independiente para dmp, con base en la teoría general de la tranferencia de masa. Como era de esperarse, el gasto de masa es proporcional a la diferencia de la concentración del contaminante entre el valor actual en la fase gaseosa y el valor de equilibrio en la superficie de la fase sólida. La tasa de transferencia de masa depende también del volumen del lecho, que es en este casoAdx.' Finalmente, la tasa depende de un coeficiente de películaK, para el proceso de transferencia. El coeficiente K tiene en cuenta la resistencia de la película así como el área interfacial efectiva del adsorbente. Los valores de K varían dentro de un rango considerable, pero los valores típicos se encontrarán entre 5 y 50 s- 1 • Por tanto, también se puede escribir para el espesor dx

- - = Pad A V,.d -.!!.

!''."!

~1 '!i

a

Pa

::1

i

dmP = KA(C- Ce) dx

Esto conduce a la siguiente expresión para la velocidad de la onda de adsorción. Igualando estas dos expresiones para dmp y utilizando la ecuación ( 6.5) para eliminar Ce, se encuentra que

m

V,.d= -.....E_(a)11f3(c )
PaPadA

o

(6.6a)

- madC = KAp"(C-aXf3)dx

ó V,.d

=

V _a (a)1/f3(Co)(/3- 1)//3 Pad

(6.6b)

Se observa que la velocidad de la onda de absorción depende de la forma de la curva de equilibrio (según está caracterizada por ~ y /3), la concentración del gas contaminante a la entrada, la velocidad super-

Finalmente, se puede eliminar X de la expresión anterior, por la aplicación de la ecuación (6.4a) en un sentido general a la zona diferencial de interés. En esta situación maC/Pa = Pa¡y4 Vacr· Resolviendo para X y sustituyendo Vad por la ecuación (6.6a), se determina que 1 ••

Xfl=

maC

PaPadAVad

=

Cfla-1Co 1-p

..-

.l' 1¡,

'Li

.."

¡;·

)

•

344

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

La sustitución de este resultado en la expresión anterior conduce la relaciÓn que se desea entre X y C, O sea - rhade

= KApa(e- ePeo 1-P)dx

o rha KApa

dx =

de

e- ePeo 1-P

(6.7}

Obsérvese que según pasa a cero la resistencia de la película a la transferencia de masa, y K se acerca a infinito, el espesor de la zona de adsorción se hace cero. Nótese también que el denominador del lado derecho de la ecuación ( 6. 7) se hace cero cuando {3 = l. Se puede demostrar en este caso espacial que el valor de C en la fase principal de gas y el de dentro de la película en la superficie sólida tienen valores idénticos para una posición dada. Por tanto, no hay ninguna fuerza para impulsar la transferencia de masa en esta situación, y el modelo pronostica una longitud infinita para la zona de adsorción. Como normalmente {3 no es cero, el modelo sí pronostica con razonable éxito el espesor de la zona, si los límites de integración de la ecuación ( 6. 7) se modifican como se indica a continuación. La integración de la ecuación (6.7) desde x 1 a x 2 (la posición de los bordes posterior y anterior de la zona de adsorción) proporcionará una expresión para el espesor 8 de la zona de adsorción, el que equivale a x2 - X 1. Para X 1' el límite de e es Co y para x2' el valor de Ces cero. No obstante, es conveniente desde un punto de vista matemático alterar el lado derecho de la ecuación (6.7). Antes que utilizar C como la variable, se usará 17 = CjC 0 , donde 17 varía de 1 a O. Si se divide el numerador y el denominador por C0 , en el lado derecho de la ecuación (6. 7), se encuentra entonces 8 por medio de

l)K.Apa rha

[1

dr¡

ll

dr¡

~=Jor¡-r¡P= or¡(1-r¡P-I)

=

4.595

+

p-1 1- (0.01) 1 ln p-I {3- 1 1- (0.99)

(6.9)

La magnitud ma/APa se puede sustituir por la velocidad superficial de la corriente de gas, Va, sobre la base de la continuidad de la ecuación de flujo. Si se quiere considerar valores de 17 dentro del 1 por ciento de los valores límite, la constante en la ecuación (6.9) se convierte entonces en 6.907, y las constantes 0.01 y 0.99 se sustituyen por 0.001 y 0.999, respectivamente. La forma general de la curva de concentración contra distancia se determina integrando la ecuación (6.7) entre los límites de 0.99 y C. El resultado es

x = x

ce

l5KApa

345

ANA LISIS TRANSITORIO DE UNA ONDA DE ADSORCION

rha

r

0.99eo

1

1- (ejeo)P-l

+ - - ln - - + --ln-_:..__.:._.:~1 KApa L e f3- 1 1- (0.99l-1

l

( 6.1 O)

Se traza esta ecuación en la figura 6. 7 para un valor de {3 de 2 y un valor de 20 (Iongitud- 1 ) para la magnitud KApafma. En este caso 8 tiene una longitud de 0.46 unidades. Es evidente la forma de S de la · curva de concentración. Finalmente, se puede calcular el tiempo de ruptura. Si se supone que es cero el tiempo requerido para establecer la zona de adsorción en su espesor total en la entrada, se tiene entonces

·. 1

L -15 tB

=

(6.11)

Vad

1 .o~--~----------------

0.8

(6.8) "" 0.6

La magnitud 8KAPalma no tiene dimensión en la ecuación (6.8). El valor de la integral en el lado derecho de la ecuación no está definida para los límites de O y l. No obstante, tomando los límites con valores cercanos a O y 1, la integral está definida. Por ejemplo, se puede tomar 17 como si estuviera dentro del 1 por ciento de los valores límite, esto es, 0.01 y 0.99. Esto equivale a definir un ancho de zona de adsorción tal que e se acerca dentro de 1 por ciento de sus valores límites de O y C0 • Con base en esta selección arbitraria de los límites de integración, la ecuación (6.8) se convierte en

(.)o

li

o

0.1

0.2 •

0.3

0.5

x - x 1, pies

Figura 6. 7 Perfil general de una onda de adsorción

,¡

para~= 2 y

KAPa/;, 5 = 20.

~

346

CONTROL GENl·:RAL DI·: GASES Y VAPORES

Esta aproximación conduce a un estimado conservador del tiempo de operación antes de que ocurra la ruptura. Se debe también notar que el valor de 8 depende de una selección arbitraria de los límites de la ecuación (6.8). Por ejemplo, la ecuación (6.9) se basa en un valor de C/C0 de 0.01 en el borde anterior de la onda. Por tanto, se define la ruptura en este caso como la situación en la que C alcanza el 1 por ciento de la concentración a la entrada. Se podrlan seleccionar otros porcentajes.

Rl·:Gi':Nl~RACION

DE UN LECHO DE ADSORCION

347

En este ejemplo en particular, el espesor de la zona de adsorción es algo menor del 10 por ciento de la longitud del lecho. e) Finalmente, el tiempo hasta la ruptura se encuentra por la ecuación (6.11 ). Con base en los cálculos anteriores,

t =

L- 8 -

v..d -

1

1

0.7- 0.06 = 2960 S = 0.823 h 2.14 x w- 4

Ejemplo 6.1

6.5 Un lecho de adsorción tiene O. 7 m de longitud y 12 de área de la sección transversal. El gas portador, aire, tiene un gasto de masa de 2.2 kg/s y la concentración del contaminante es de 0.004 kg/m 3 a la entrada. La densidad aparente del adsorbente es 350 kg/m 3 , el coeficiente K de transferencia de masa es 20 s- 1 , y O' y {3 son 180 kg/m3 y 2.2, respectivamente. Determínense a) la velocidad de la zona de adsorción, en metros por segundo, b) el espesor de la zona de adsorción, en metros, y e) el tiempo de ruptura en horas, si la temperatura y la presión del gas portador son de 30°C y 1.1 bars, respectivamente. m2

~~~¡

·¡:f·

..n· 1/:1

>

~

•

Solución

a) La velocidad de la zona de adsorción se encuentra en la ecuación (6.6a). Se requiere la densidad del gas portador, la que se encuentra en este caso por la ecuación de los gases ideales. p

l.l bars

303°K

Pa = RT =

X

29 kg oK 0.08315 bar·m3

=

1.27 kg/m3

Al sustituir ahora los valores en la ecuación (6.6a), se obtiene 2.2

0 455 Vd = a 1.27(350)(12) X ( 180) · X ( 0.004 )o .545 = 2.16 X 10- 4 m/s

b) El espesor de la zona de adsorción se puede determinar por la ecuación (6.9) donde se ha supuesto que los valores límites de r¡ son 0.01 y O. 99. La sustitución de los valores apropiados dará 8 =

2.2 lr 4.595 + _1_ln 1- (0.01)1.2] 20(12)(1.27) 1.2 1- (0.99)1. 2 7.22

X

10- 3 (8.278)

=

0.0598 m

REGENERACION DE UN LECHO DE ADSORCION

Cuando se llega a la ruptura en un lecho de adsorción, es necesario desviar el flujo a otro lecho no saturado, y proceder con la regeneración del lecho saturado. A veces se utiliza el aire atmosférico como el fluido de regeneración, y el proceso se conoce como regeneración en frío. No obstante, a menudo es más eficaz regenerar con un Huido relativamente caliente, puesto que liberará mayor cantidad de contaminante por unidad de Huido pasado a través del lecho. Esto tiende a concentrar el gas contaminante, y hace más fácil su disposición por incineración u otras técnicas. El vapor o el aire caliente se usan por lo común para la regeneración en caliente. Una desventaja de la regeneración en caliente es que será necesario enfriar el lecho antes de que pueda proceder nuevamente la adsorción. Si no se enfría, la canLidad de contaminante adsorbida por unidad de masa del adsorbente puede, reducirse notablemente. Durante la regeneración, la zona de adsorción se convierte en una zona de desorción, y opera en la dirección opuesta. No obstante, el formato básico de la ecuación para la velocidad de la zona de adsorción es todavía válido. En términos de la ecuación (6.6a), se encuentra que la velocidad V R de la zona de desorción está dada por

vR

=

mR (aR) 1113R(CR)({3R-1)/fJR PRPadA

(6.12)

En esta relación, el subíndice R se refiere a las propiedades y la tasa de flujo del Huido regenerativo. Los valores de O' y {3 podrían ser considerablemente diferentes durante la disorción, al compararlos con adsorción; esto puede deberse al uso de una diferente temperatura o un fluido diferente de desorción, o ambos. Por tanto, el subíndice sobre O' y {3 es muy importante. Además, el valor de CR a la salida del lecho durante la desorción es en general diferente de Cv durante la adsorción. No obstante, los procesos de desorción y adsorción tienen una característica en común. Los valores del equilibrio de saturación

¡

:J ,,'

i

:¡1 'lh

348

CONTROL GENERAL DI·: GASFS Y VAPORES

de X son los mismos para ambos procesos, ya que el lecho está saturado cuando comienza la desorción. Por tanto, CR y C0 se pueden relacionar de la manera siguiente: Puesto que cR

= aRxPR

Y

co

eR = aR( co )PRIP

(6.13)

a

La sustitución de esta relación en la ecuación ( 6.12) conduce a mRaR ( Co )(fJR-l)//3 R - PRPadA a

V:-

= ~ = PR:adAL (~)(fJR-I)//3 mRaR

t = .!::.__ 0.7 VR - 1.18 X 10-4 = 5930 s = 1.65 h

C0

Cuando el tiempo de regeneración es mayor que el tiempo de adsorción, como es el caso anterior, se necesitarán entonces tres o más lechos en paralelo. Uno de ellos se utilizará para la adsorción, mientrasque dos o más serán para la regeneración. Como una aproximación, el tiempo para que ocurra la saturación en un lecho fijo, está dado empíricamente (para la adsorción de un vapor orgánico en el aire) por la ecuación

(6.14)

Si el espesor de la zona de desorción es mucho menor que la longitud L del lecho, se puede entonces aproximar el tiempo para la regeneración por medio de la ecuación

R

El tiempo para la regeneración se aproxima entonces por

= axP

entonces

t

(6.15)

En el ejemplo 6.2, se presenta una muestra del cálculo de un proceso de desorción, con base en el ejemplo anterior. Ejemplo 6.2 Se ha de regenerar con vapor saturado a 150°C, el lecho de adsorción analizado en el ejemplo 6.1. El gasto del vapor es de 0.45 kg/s. Los valores de ex y {3 son de 1,450 kg/m 3 y 2.4, respectivamente, y K= 160 1 s- • Estimar el tiempo requerido. en horas. nara la regeneración

tsat

En las tablas de saturación para el vapor se observa que la densidad es de 2.55 kgjm 3 . La velocidad de la zona de desorción está dada por la ecuación (6.14). _ R -

0.45(1450) ( 0.004 2.55(350)(12) 180 o.o6o9(1.94 x

w- 3 )

)o.583 1.18

X

10- 4 mjs

=

1.3

X

l0 6 W

QCM

{6.16)

donde tsat es el tiempo de saturación, en horas; W es la masa del adsorbente, en libras; Q es el gasto volumétrico del aire, en pies cúbicos por minuto; C es la concentración del contaminante, en partes por millón; y M es la masa molar del contaminante ( 11 ). Esta ecuación se podría usar para estimar el tiempo de operación de un lecho fijo cuando no existen datos basados en condiciones supuestas de operación. El pronóstico de la curva de ruptura constituye un paso clave en el diseño de adsorbedores de lecho fijo. Se encontrará que el tipo de comportamiento de equilibrio, como lo representan las curvas de la figura 6.3 será siempre un criterio primario para evaluar la ruptura. En la literatura se presentan métodos para estimar el funcionamiento de un adsorbedor de lecho f~jo (12).

6.6 6.6.A

Solución

V

349

ABSORCION

ABSORCION Algunas características generales de operación y relaciones de tramferencia de masa

El control de las fuentes de contaminantes gaseosos por lavado con líquidos, implica poner en contacto el gas efluente impuro con el líquido limpiador y separar posteriormente el gas limpio del líquido contaminado. En el proceso de limpieza, el gas contaminante es adsorbido por el líquido de limpieza. La absorción es una operación básica unitaria de la ingeniería química, la que se conoce en el campo del control de la contaminación del aire como el lavado. Los gradientes de concentración en las interfases entre el líquido y el gas, sirven como

351 350

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES 1 ¡\BSORCION

fuerzas impulsoras. El proceso se acelera por grandes áreas superficia. les de interfase, turbulencia, y grandes coeficientes de difusión de masa. La absorción se trata extensamente en la mayoría de los textos de ingeniería química, a los cuales se puede hacer referencia para ob. tener información detallada. Aquí se tratarán las características gene. rales de los absorbedores, debido a su generafizado uso en el control de contaminantes del aire, tales como el dióxido de azufre, el ácido sulfhídrico y los hidrocarburos ligeros. Como ya se mencionó, las unidades de absorción de gas, deberán permitir un total contacto entre el gas y el líquido solvente, de mane. ra que ocurra difusión en la interfase. La tasa de transferencia de ma. sa es proporcional al área superficial de la interfase entre el líquido y el gas; por tanto, las unidades de absorción están diseñadas para tener grandes áreas superficiales del líquido con un mínimo de caída de presión del gas. El contacto entre el líquido y el gas se puede llevar a ca. bo por dispersión del líquido en el gas, o viceversa. Los absorbedores que dispersan el líquido incluyen torres empacadas y absorbedores ven. turi. Se usarán aquí las torres empacadas con fines ilustrativos. La distribución básica de una torre empacada a contracorriente se muestra en la figura 6.8. El gas con impurezas entra por la parte in fe. rior y el gas limpio sale por la parte superior de la torre. El líquido limpio entra por la parte superior de la torre y se extrae por la parte inferior. El gas limpio se descarga a la atmósfera a través de una chimenea. El líquido que sale del absorbedor se puede separar del gas contaminante, y recircularlo, o si no se le pasa adelante para un tratamiento residual adicional o para usarlo en el proceso. El material de empaque (químicamente inerte) se diseña para aumentar el área superficial de la película de líquido; por tanto, se dispone de una variedad de perfiles geométricos, cada una de ellas con un área superficial única y su correspondiente caída de presión del gas. En la figura 6.8b se muestran algunos perfiles típicos. Físicamente, la absorción de un gas contaminante de una corriente de gas en movimiento a una corriente adecuada de líquido es muy compleja. Básicamente, el proce· so de transferencia dentro de cada corriente de fluido se realiza por dos mecanismos. La especie contaminante se transfiere desde el volumen de la corriente de gas hacia la interfase entre el líquido y el gas por movimientos turbulentos de contraflujo. No obstante, muy cerca de la interfase, el movimiento del fluido es esencialmente laminar y el contaminante se verá obligado a recorrer la distancia restante por difusión molecular. El proceso se invierte en el lado líquido de la in· terfase. Después de la absorción en la interfase, la especie se difunde hacia afuera en dirección al volumen principal de la corriente del líquido. Después de que el contaminante recorre una corta distancia dentro de la corriente, la difusión turbulenta o de contraflujo influye en el mismo y lo transporta dentro del volumen principal del líquido.

Salida del gas

•

EJ ~ • Anillo Pall

Anillo Raschlg

entrada~

del l(quido

Casco o coraza exterior Empaque de distribu· ci6n aleatoria

Teleretas

Redistribuldor del trquido

empaque Entrada del gas Salida del lfquido

fi(

~

Estribo 1ntalox

Estribo Berl

(b)

(a)

Figura 6.8 a) Distribución básica de una torre de absorción empacada y b) for· mas de los empaques convencionales.

Con base en la ley de Fick para la difusión de un gas A ) a través de un segundo gas B) inactivo, se puede demostrar ( 13) que N A, la tasa molar de transferencia de A por área unitaria de la sección transversal, está dada por la expresión

NA=

DA 8(acA;az) 1- (cA/c.)

(6.17)

donde D AB es el coeficiente de difusión molecular, o de difusividad, expresado como la longitud elevada al cuadrado por unidad de tiempo; CA es la concentración molar de la especie A, en moles por unidad de volumen; e es la concentración molar de la especie A, en moles por unidad de volumen; y z es la dirección de la transferencia de masa, en unidades de longitud. Los valores de D AB se establecieron para pocas mezclas binarias de gas, y se pueden encontrar en diversas fuentes (13, 14). El coeficiente de difusión molecular, que es útil en el di~eño de las torres de

'

:i

l

j

j

11

1

1

l52

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

absorción, aparece en una correlación citada más adelant,e en este capítulo. Para la difusión molecular de la especie A a través de otro líquido, la tasa de transferencia de masa se expresa usualmente por NA = -DL ( CA2 z

-CAl

)

t=·

(6.18)

~~· 'i·i

6.6.B

~>

,

~r ..

:

i

,,,,

~~J....f

P =e

!~e inyecta . . . . . elsolutoA l

Gas. portador marta

/

~

.-

/

La curva de distribución del equilibrio

Antes de continuar con el tema de la transferencia de masa, se deberá hacer un resumen general del método para presentar los datos de equilibrio para una especie contaminante A distribuida entre las fases líquida y gaseosa. Considérese la situación que se ilustra en la figura 6.9a. Un sislema a presión constante se sumerge en un baño isotérmico, de manera que el contenido del sistema permanecerá a una temperatura T y presión P constantes. Se introducen entonces en el sistema líquido solvente y el gas transportador. Luego se introduce una pequeña cantidad de gas soluto A en la fase gaseosa sobre el líquido. Una porción del gas contaminante será absorbida por el líquido hasta que haya equilibrio. Después de suficiente tiempo, no se notará ningún cambio en la concentración de A en las dos fases. Con una instrumentación apropiada, estas concentraciones se podrán determinar y convertir a la fracción molar XA en la fase líquida y la fracción molar y A en la fase gaseosa. Si se inyectan cantidades adicionales de A en la fase gaseosa dentro del sistema y se miden las concentraciones de equilibrio, se podrá determinar la distribución de equilibrio completa entre el líquido solvente y el gas transportador. En la figura 6.9b se muestra un resultado típico de estas mediciones, sobre una gráfica y A - x A. Estos puntos de los datos serán sólo representativos para la temperatura, presión y solvente escogidos. La curva de distribución del equilibrio variará su posición según se alteren dichas varia-

/ ///X

.

/

o

E

Baño de temperatura

·g"

// //

o()

~ LL

/

/

/

//,.x ,.x

/

/

/

1

1

X ...

"

X

X

xh--curva experimental de distribución de equilibrio

/~X

Fracción molar en el liquido, XA (b)

(a)

Figura 6.9 a) Un proceso para determinar la composición de equilibrio de dos fases; b) una curva típica de distribución del equilibrio.

bles. Se podrá notar que, en general, no es necesario que XA sea igual a y A en ningún lugar a lo largo de la curva de equilibrio (como se podría ilustrar por un punto sobre la línea punteada de la figura). 6.6.C Coeficientes de transferencia de masa basados en las concentraciones interfaciales Cuando la transferencia de masa ocurre en corrientes líquidas y gaseosas en movimiento, es difícil evaluar por separado los efectos de la difusión molecular y la turbulenta. Un enfoque optativo sería expresar la tasa de transferencia de masa, NA, para cada fase, en términos de un coeficiente k de transferencia de masa y una fuerza impulsora basada en las concentraciones de volumen e interfaciales para dicha fase. Para la fase líquida NA

= kL(cA,- cAL) = k:c(xA,- xAL)

1'l

l

/

/

" x'

.," .

Solvente liquido Inerte

/

//

~ 'ii

donde D L es el coeficiente de difusión molecular en la fase líquida para la especie A que pasa a través de la especie B, y (cA 2 -cA ) - 1 es la diferencia en la concentración de la especie A en la distancia z. A diferencia de D AB en la fase gaseosa, el valor de D L tiende a variar considerablemente con la concentración del soluto A. No obstante, se pueden encontrar tabulados en la literatura valores típicos del coeficiente de difusión molecular del líquido para el caso de mezclas binarias (13, 14). Como en el caso de la fase gaseosa ya tratada, es necesario conocer relaciones empíricas de los datos de D L, a fin de que puedan ser de utilidad para la evaluación de un importante parámetro de diseño de las torres de absorción.

:;~;1 .~,~l;

353

ABSORCION

(6.19)

donde kL es el coeficiente de transferencia de masa del líquido, basados en concentraciones expresadas en longitud por unidad de tiempo; CAi es la concentración de A en la fase líquida en la interfase, en moles por unidad de volumen; CAL es la concentración de A en el volumen de la fase líquida, en moles por unidad de volumen; kx es el coeficiente de transferencia de la masa de líquido, basada en fracciones molares, expresada en moles por unidad de tiempo y longitud al cuadrado; x A¡ es la fracción molar de A en la fase líquida, en la interfase; y xAL es la fracción molar de A en el volumen de la fase líquida.

354

CONTROL GFNERAL DI~ GASES Y V

Se puede demostrar que kx = e k L. Como se tiene un interés mordial en la transferencia de masa de la fase gaseosa a la líquida, __ , ha deducido la ecuación para expresar la transferencia de la fase gaseosa A de la interfase a la corriente líquida principal. De modo similar, se tiene una expresión para la transferencia de masa del soluto A del volumen de la corriente gaseosa móvil hacia la interfase, la que está dada por

355 ¡\BSORCION Concentración 1 . volumétnca en la \ / fase gaseosa, Y AG

J

:

en 1a interfase

(L(quido)

(Gas))~ VA;

NA= kc(pAc- PA;) = ky(YAc- YA;)

t

: 1

donde kc es el coeficiente de transferencia de masa de la fase gaseosa basado en las presiones parciales, en moles/(Iongitud) 2 (tiempo) (unidad de presión); pA e es la presión parcial de A en el volumen de la fase gaseosa; pA¡ es la presión parcial de A en la fase gaseosa en la interfase; ky es el coeficiente de transferencia de masa de la fase gaseosa, basado en fracciones molares, expresado en moles/(tiempo) 2 (longitud) ; y A e es la fracción molar en el volumen de la fase gaseosa; y YA¡ es la fracción molar de A de la fase gaseosa en la interfase. En este caso, kc = ky/P, puesto que Pi = y¡P para una mezcla de gases ideales. En los procesos de adsorción entre gas y líquido el solu to contaminante A se debe difundir de una fase a la otra a través de la interfase entre el gas y el líquido. Es práctica común suponer que las dos fases están en equilibrio en todos los puntos de la superficie de contacto entre las dos fases, y que no ocurre ninguna resistencia apreciable a la difusión en la interfase actual. Por tanto, las magnitudes eA¡ y PAi (o xAi y YA¡) de las ecuaciones (6.19) y (6.20) están directamente relacionadas por los datos de equilibrio, según los presenta la curva de la figura 6.9b. Esto es, y¡ en la ecuación (6.20) se toma como la fracción molar del soluto presente en un gas en equilibrio con un líquido que tiene una fracción molar X¡, como se ve en la ecuación (6.19). Los valores y A e y x AL en el volumen de las corrientes gaseosas y líquidas, respectivamente, no representan valores de equilibrio. No pueden serlo, pues si así fuera, no ocurriría la transferencia de masa. El que se acaba de describir se muestra en la figura 6.1 O. La concentración del soluto A en la fase gaseosa, cae rápidamente de y A e a y A¡ en las cercanías de la interfase. En la interfase, y A¡ y x A i son valores en equilibrio. La fracción molar x A del líquido cae rápidamente hasta llegar al valor xA L del volumen de líquido. En general, este método no es práctico para determinar NA. Los valores de kx y ky son difíciles de obtener, debido a la falta de correlación general entre los datos experimentales. El otro método sería el de tratar de medir experimentalmente los valores de YA¡ o x A¡· Lamentablemente, cualquier instrumento colocado cerca de la interfase

..ó n POSICI

1

Concentración del volumen en la fase l(quida, XAL

1

Distancia, z

Figura 6.10 Esquema de las variaciones de la concentración cerca de la interfase entre el líquido y el gas.

perturbaría el equilibrio entre las dos corrientes y conduciría avalores erróneos. A fin de evitar las dificultades que se acaban de enumerar, se efectúa convencionalmente un método matemático modificado a la teoría de las "dos resistencias". No obstante, no se desperdician los conceptos físicos y matemáticos planteados en las secciones precedentes. Las ideas correspondientes a los datos de equilibrio, los coeficientes locales kx y k y, y las concentraciones interfaciales se utilizarán en el punto subsiguiente. 6.6.D

Coeficientes de transferencia global de masa

Cuando las tasas de transferencia de masa son razonablemente bajas, de modo que las principales resistencias a la transferencia de masa se encuentran todavía en las fases líquida y gaseosa y no en la interfase, es conveniente expresar la tasa NA de la manera siguiente:

NA = Kc(pAG- p,t) = Ky(YAG- YA)

(6.21)

donde Kc y K están definidos por estas ecuaciones como coeficientes locales globales de transferencia de masa. La interpretación de p'}¡ y y Á es algo fuera de lo común. Por definición, pÁ es la presión parcial de equilibrio del soluto A en una fase gaseosa que esté en contacto con un líquido de composición CAL del cuerpo principal del líquido absorbente. La cantidad YA está definida similarmente en términos de un líquido con una fracción molar xAL del volumen del líquido. La diferencia significativa entre YA y la fracción molar del volij/~

356

)

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¡~l,

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' ...

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

lumen de la fase gaseosa, está ilustrada en la figura 6.11 sobre un dia,grama y-x. El punto P representa el estado de las fases de volumen de los dos ±luidos, y A e y y AL. El punto M representa el estado (y A., XA¡) asociado con el equilibrio en la interfase. Al eliminar NA de l~s ecuaciones (6.19) y (6.20), se nota que la pendiente de la línea PM es igual a -Kxfhy. De la definición de Y1, el punto (y1, xAL) deberá encontrarse sobre la curva de distribución del equilibrio, se muestra como el punto C. La distancia (YAc - Y1) entre los puntosP y Ces una medida de la fuerza impulsora en la ecuación (6.21). La conveniencia de la ecuación (6.21) es obvia, puesto que no se requieren concentraciones interfaciales. Se conocerá el valor de y 1 para cualquier concentración del volumen de líquido en una torre de absorción una vez que se hayan determinado los datos en el laboratorio. La utilidad de la ecuación (6.21) está usualmente restringida a la situación en donde la resistencia a la transferencia de masa esté primero en la fase gaseosa, la que caracteriza la mayoría de los problemas en las tareas de control de la contaminación del aire. La solubilidad del gas contaminante es la que determina normalmente el líquido que se ha de escoger, esto es, un líquido en el que el gas sea altamente soluble. El principal problema físico es conseguir que el contaminante se difunda a través de la fase gaseosa hasta llegar a la interfase; por tanto, la fase gaseosa controla el proceso. Cuando la fase líquida es la que controla, es conveniente utilizar coeficientes locales globales de transferencia de masa, K L y Kx, definidos por las relaciones siguientes:

, NA= Kdcl- CAL)

= Kx(XÁ- XAL)

(6.22)

357 ABSORCION

La interpretaciém física de cJ y xJ es similar a la usada para pJ y xA es la fracción molar del soluto en equilibrio en la fase líquida, que está en contacto con un gas que tiene una fracción molar de solu to de y A e. Esta condición de equilibrio está dada por el punto D en la fi!:,rura 6.11. La distancia entre los puntos D y Pes una medida de (x 1 - x AL ) , que es la fuerza impulsora para la transferencia de masa en el último término de la ecuación (6.22). También se puede obtener gráficamente la interpretación de los segundos términos de las ecuaciones (6.21) y (6.22), mediante el uso de un diagrama (p, e) en lugar de una gráfica (y, x ). Es importante observar que las cantidades cJ, x1, PÁ y YÁ son ficticias. Esto es, no representan ninguna condición real en el proceso de absorción. No obstante, están relacionadas en cada caso con una concentración real de uno de los volúmenes de ±luido, a través de los datos de equilibrio para el sistema de dos fases. Por la geometría mostrada en la figura 6.11, se ve fácilmente que

YÁ· Por ejemplo,

YAc- YÁ

=

YAc- YA;+ (YAi- YÁ)

y

YAi- YÁ = m'(xAi- xAd

l

donde m' es la pendiente de la línea que conecta los puntos C y M . De aquí resulta que

YAc- YÁ = YAc- YAi + m'(xA;- xAL) Pendiente

= m"

Al sustituir la ecuación (6.21) y otra expresión similar a la ecuación (6.20) se obtiene 1 Kij

1 k'l

m'

-=-+-

XAL

XA,

x_A

Figura 6.11 Interpretación gráfica de la transferencia de masa entre las fases gaseosa y líquida, en términos del coeficiente global local.

kx

(6.23)

Esta relación constituye un buen ejemplo del porqué esta teoría se llama de "dos resistencias". El término de la izquierda es una medida de la resistencia global a la transferencia de masa, mientras que los dos términos de la derecha, las resistencias de las fases gaseosas y líquidas respectivamente. Esto es, la resistencia global es la suma de las resistencias en serie.

358

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

6.7

DISENO BASICO DE UNA TORRE EMPACADA DE ABSORCION

6.7.A

Balances de masa y la línea de operación

A fin de determinar algunas de las características de operación de una torre empacáda de absorción, es necesario realizar un balance de masa sobre el proceso de transferencia. La figura 6.12 es un croquis general de una torre de absorción que muestra los símbolos adecuados relativos a las corrientes gaseosas y líquidas. En esta figura, Cm es el gasto total de gas {gas portador más contaminante), en moles por unidad de tiempo; Ce. m es sólo el gasto de gas portador inerte, en moles por unidad de tiempo; Lm es el gaslo total de líquido (solvente más contaminante absorbido), en moles por unidad de tiempo; L , m no 8 es más que el gasto del solvente, en moles por unidad de tiempo; x es la fracción molar líquida de la especie contaminante; y es la fracción molar de la fase gaseosa de la especie contaminante; X es la tasa molar de la fase líquida, en términos de la especie contaminante, por mol del solvente líquido, y Y es la tasa molar de la fase gaseosa, en términos de la especie contaminante por mol de gas portador.

Se ha utilizado el subíndice m con los símbolos G y L para indicar que dichos gastos se establecen sobre una base molar. En algunas ecuaciones y correlaciones que se deducirán más adelante, se requiere que los gastos gaseosos y líquidos se establezcan sobre la base de masa, más bien que sobre la base molar. En tales casos, el subíndice m queda fuera del símbolo. Es también importante establecer la diferencia entre la fracción molar x (o y) y la tasa molar X (o Y). Se demuestra fácilmente que X

X=1-x'

_y , y= 1- y

Lm. 2

Gm,2

Gc Y2

X

X

1

y2

(2)

T

= const

P = const

Area de la sección

l~':~~_r:_s~l-'-~-

----------

dZ

Gm,JYJ

+ Lm,zXz

Lm ,1

(1)

Gm,l

e

xl

yl

X1

yl

Figura 6.12 Nomenclatura apropiada para una torre de absorción empacada, que opera a contracorriente.

X 1+X'

y= 1 +y y (6.24)

Gm.zYz

+ Lm,Jxl

o

=

Lm.Jxl- Lm.zXz

(6.25)

Puesto que los gastos totales de gas (y los gastos totales de líquido) son diferentes en la parte superior e inferior de la columna, la ecuación anterior no se puede, en general, simplificar aún más. Cuando se traza en un diagrama y-x, esta ecuación aparecerá como una curva. Es conveniente, por tanto, reescribir la ecuación de conservación en términos de los gastos del gas portador y del solvente líquido, puesto que estas magnitudes son constantes en toda la columna. Este tipo de balance se efectúa fijándose en que C¡'Y¡ se puede sustituir por Ce Y¡ y L¡x¡ por L 8 X¡, donde i representa ya sea 1 ó 2. Por tanto, Gc,m(Y2

Ls

X=

El principio de la conservación de masa, aplicado a la especie contaminante en términos de los gastos totales de masa en la parte superior e inferior de la columna dará, para el flujo a contracorriente,

Gm,IYI- Gm.zYz

L,

359

DISENO BASICO DE UNA TORRE EMPACADA DE ABSORCION

-

Y1 ) = Ls.m(X 2

-

X1 )

(6.26)

Esta es la ecuación de una línea recta sobre coordenadas Y-X, y la línea tiene una pendiente de L 8 m /Ce m. Las ecuaciones (6.25) y (6.26) se conocen como las líneás de operación en los diagramas y-x y Y-X, respectivamente. En la figura 6.13 se muestra el equilibrio representativo y las líneas de operación para una torre de absorción empacada. El punto P sobre la línea de operación de cada gráfica representa las concentraciones de volumen de gas y volumen de líquido del soluto de la especie A en alguna posición arbitraria en la columna. Cada posición en la columna está relacionada con un punto en la lí-

:1··

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

360

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Fracción molar del liquido

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11

¡il ti

(a)

x2 Cociente molar del liquido (b)

Figura 6.13 Posiciones relativas de las líneas de operación y equilibrio sobre los diagramas x-y y X- Y para una torre de absorción empacada, que opera a contracorriente.

nea de operación entre el fondo y la parte más alta de la columna. Como en el comentario correspondiente a la figura 6.11, la distancia vertical entre la línea de operación y la línea de distribución de equilibrio de la figura 6.13a es la fuerza impulsora global en cualquier punto de la columna de absorción. Como se muestra en la figura 6.13, la línea de operación queda por encima de la línea de equilibrio para la absorción. Para una operación de separación en flujo a contracorriente, la línea de operación deberá quedar por debajo de la línea de equilibrio a fin de que la fuerza impulsora actúe desde la fase líquida hacia la fase gaseosa. Recuérdese que el punto M en esta figura indica la composición interfacial. Para el flujo concurrente en absorbedores y separadores, la posición de la línea de operación es muy diferente que para el caso de flujo a contracorriente ( 13). 6. 7.B

1

¡::

tración a la entrada del líquido contaminante A. O bien se introduce en el absorbedor líquido nuevo no contaminado, o si no se recircula el solvente al absorbedor después de reducir la concentración del solu to a un valor especificado en un absorbedor. Como una consecuencia de la ecuación (6.26), los valores de Ls y X 1 (o x 1 ) son desconocidos. Por tanto, se tiene una ecuación con dos incógnitas. Este problema de diseño queda abierto; esto es, no hay una sola respuesta para los valores "correctos" de Ls y X 1 • No obstante, la selección de uno de estos valores fija obviamente el valor del otro, por medio de la ecuación (6.26). A continuación se presenta un método para determinar los valores de diseño de estas dos magnitudes. Refiriéndose a la figura 6.14b se nota que Y 2 , X 2 y Y 1 son datos de entrada conocidos. Luego, un extremo de la línea de operación (punto Y , X en la parte superior del absorbedor) está fijo, y el otro ex2 2 tremo deberá estar en algún lugar sobre la línea horizontal Y 1 . Se muestran tres entre el número indefinido de posibles líneas de operación, con estad os terminales (en la parte inferior del absorbedor) de Xla• XIb y x l c ' Nótese que al pasar del punto la, al lb, y al le, aumenta el valor de X 1 • Por tanto, la tasa líquida Ls deberá disminuir en la misma dirección, a fin de satisfacer la ecuación (6.26). Es evidente que la línea que pasa por X 1 e representa la tasa mínima posible de solvente líquido, donde la línea de operación es tangente a la línea de equilibrio. Si la línea tuviera una pendiente menor, la lí-

Y, tangencia

Y,

Posición para el cociente m(nimo de L,!Gc

La relación mínima y de diseño entre el líquido y el gas

Haciendo nuevamente referencia a la figura 6.12, los valores que se conocen en la parte inferior y superior del absorbedor en los trabajos sobre la contaminación del aire son Cm,¡, Ce, y 1 (o Y¡), Cm, 2 ' Y2 (o Y 2 ) y x 2 (o X 2 ). Esto es, se conoce todo acerca de la corriente de gas en términos de los gastos y concentraciones de entrada, y la concentración del gas a la salida se especifica para cumplir una norma determinada. Además, es probable que se conozca también la concen-

361

DISEÑO BASICO DE UNA TORRE EMPACADA DE ABSORCION

y2

X2

X2 Cociente molar del l(quido (a)

Cociente molar del liquido (b)

Figura 6.14 Posición de la línea de operación para una relación molar mínima entre el líquido solvente y el gas portador, para dos diferentes perfiles de la línea de distribución de equilibrio.

362 CONTROL GENERAL DE GASES \' VAPORES

DISEÑO BASICO DE UNA TORRE EMPACADA DE ABSORCION

nea de operación estaría por debajo de la línea de equilibrio para una

P_~rte de la torre, y en dicha región ocurriría separación pero no absorc~~n. En consecuencia, el valor de L S asociado con la línea de operanon que pasa por el punto (Y 1 , X e) es la tasa mínima de solvente para las condiciones dadas en la corriente de gas. La tasa mínima es muy indeseable. En el punto de contacto entre las líneas de operación y equilibrio, la fuerza impulsora de la transferencia de masa es cero. Por tanto, se necesitaría un absorbedor infinitamente alto para alcanzar la separación deseada. Si la tasa no es sino un poco mayor que el mínimo, la fuerza impulsora promedio sería todavía muy pequeña y la torre podría ser desmesuradamente alta. Por otra parte, se obtiene mayor fuerza impulsora promedio a costa de una tasa líquida de solvente mucho mayor. Esto representa en la mayoría de los casos una gran recirculación de solvente, y grandes pérdidas de bombeo. No obstante, en este último caso, la altura de la torre podrá ser relativamente pequeña. La última solución se encuentra entre estos dos extremos y deberá ser suavizada por la economía y otras conside~aciones. Como un principio general de operación, un absorbedor se diseña usualmente para operar a tasas líquidas que sean de 30 a 70 por ciento mayores que la tasa mínima. . Con frecuencia, la curva de equilibrio tendrá la concavidad hacia arnba, Y no será válido el método de trazar la línea de operación tangente a la línea de equilibrio, a fin de establecer el cociente mínimo de líquido a gas. En su lugar, el cociente mínimo corresponde ahora a la situación en la que la concentración del líquido de salida está en equilibrio con la concentración del gas que entra. En la figura 6.14b se muestra la posiciór. de la línea de operación para un cociente mínimo de líquido a gas, cuando la línea de equilibrio tiene la concavidad hacia arriba.

6.7.C

Diámetro y caída de presión en la torre, por altura unitaria de la misma

Para un empaque y gasto de líquido dados en una torre de absorción, la variación de la velocidad del gas ejerce una notable influencia sob_re la caída de presión. Según aumenta la velocidad del gas, el líquido tiende a verse retrasado en su flujo descendente, dando origen al término "retención del líquido". Seg{¡n aumenta dicha retención, se reduce el área de la sección libre para el flujo del gas. Esto da por resultado u_n aumento en la caída de presión por altura unitaria, AP/Z. Para un Cierto valor de G, hay un cambio significativo en la tasa de aumento de AP/Z con el aumento de G. Esto se nota por la flexión de las curvas_ en la posición A sobre la gráfica ( AP/Z )-G de la figura 6.15 para vanos gastos de líquido. El cambio en la pendiente de una línea re-

363

L 3 >L 2 >L 1

1

1

~

~

E"'

-~--¡

1

11

Empaque seco

log G

Figura 6.15 Características de la caída de presión de una torre empacada al azar para la absorción, que opera a contracorriente.

sulta muy evidente en la posición A, conocida como el punto de carga. No obstante, es físicamente difícil observar alguna diferencia en el aspecto de las corrientes de fluido dentro de la torre, en el punto de carga . Según se incrementa más ei gasi.u de gas, aUinentará más rápidamente la retención del líquido. En último término, el líquido tendrá la tendencia a llenar todo el espacio vacío, y podrá aparecer una capa de líquido en la parte superior del empaque. También podrá ocurrir un aumento del arrastre de líquido en la corriente de gas. Se dice entonces que la torre está inundada, y el segundo punto de ruptura B en la figura 6.15 constituye una buena indicación del punto de inundación. El peligro de operar en estas condiciones depende de que la caída de presión del gas es excesiva, y la magnitud AP/Z es muy sensible a los gastos. Se recomienda, para aliviar esta condición, que una torre de absorción opere algo por debajo del punto de carga, o en la región justamente encima del punto de carga. Como una regla aproximada, la experiencia impone la operación a velocidades de gas que sean del 40 al 70 por ciento de las causantes de la inundación. La relación entre AP/Z y otras variables importantes de la torre, gastos de gas y líquido, densidades y viscosidades de las corrientes líquidas y de gas, y el tipo de empaque -han sido extensamente estudiadas sobre una base experimental. En la figura 6.16 se muestra una correlación entre dichos parámetros, la que ha tenido una amplia aceptación. Como se indica debajo de la figura, la correlación se basa sobre un conjunto fijo de unidades, para cada una de las magnitudes. Una nueva correlación es G ', el gasto superficial de masa del gas. Se define como el gasto real del gas, masa por tiempo unitario, dividida por el área transversal vacía de la torre. Una definición simi-

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364 0.40

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Figura (Nota 32-2

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Anillos Raschig 1600 Cerámicos Metálicos 700 Pared de 1 /3 2 pulg Pared de 1/16 pulg Anillos Pall Plásticos Metálicos Estribos Intaloxa 725 Estribos Berla 900 Teleretasb Plásticas. 3/4 X 2 oulg De alta densidad: F

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g~ r--..

abla 6.1 El factor de empaque, F, para empaques aleatorios. Tamaño nominal (pulg) ;¡ 5 3 .! 1 .! 4 8 2 8 4 Tipo de empaque

1.!4

¡.!2

2

1000

580

380

255

155

125

95

65

390

300

170 290

155 220

115 137

110

82

57

40 28 52 65

25 20 40 45

410

97 70

330

145 170

200 240

52 48 98

llO

= 57; de baja densidad F = 65

-FUENTE: Cortesía de la Norton Company.

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aMaterial cerámico . b A.]. Tel!er y H. E. Ford, Jnd. Engr. Chem. 50 (1958): 1201.

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365

SEÑO BASICO DE UNA TORRE EMPACADA DE ABSORCION

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diversos empaques. Esta sola correlación permite estimar dos imparantes parámetros de los tanques: el diámetro requerido de la torre y la caída de presión que se puede esperar, por altura unitaria de la arre. El procedimiento general se indica a continuación. 0 5 Se calcula primero el valor de la abscisa, (L/G) (Pe /PL ) · • Donde este valor corte a la línea de inundación en la figura 6.16, desvíese horizontalmente a la izquierda y léase el valor de la ordenada, que será el valor del parámetro

lbm/P

lar s línea la m cuan pulg !lP/ líne gas e L F. E rene unid bla 6

(G'/F(p.L) gcPcPL

02 . (

Pw) PL

Y a que se conoce el valor de este parámetro global, se puede resolver para G ', el gasto superficial de masa del gas. Este, naturalmente, es el valor de G' asociado con la inundación. Para un diseño adecuado de la torre se usará del 40 al 70 por ciento del va1or de este punto de flujo. Se conoce ahora, tanto el valor de diseño de G como el de G '. Se tiene por consideraciones geométricas, que G

área de la sección transversal de la torre , A

G'

1

CONTROL GENERAL DE GASES

366

Y

V APO REs

donde G y G' están expresados en un conjunto coherente de unidades. A partir del área de la torre, es una simple cuestión evaluar su diámetro. Como una advertencia: puede que sea necesario determinar el área o el diámetro, tanto en la parte superior como en la inferior de la torre, ya que serán diferentes. Como margen de seguridad, se escoge, con fines de diseño el valor mayor del área o del diámetro. Otra correlación empírica que se encuentra en la literatura (15) para la caída de presión en el empaque, cuando se opera por debajo del punto de carga es !:J.P - = 10- 8m[IO(nL'/PLlJ

z

(e'? Pe

(6.27)

donde AP está en libras por pie cuadrado, Z en pies y m y n son constantes de empaque (véase tabla 6.2). Los datos experimentales indican frecuentemente una gran variación en AP para el mismo empaque y los mismos gastos. Se cree que la variación se debe a los cambios en la densidad del empaque dentro de la torre.

DISEÑO BASICO DE UNA TORRE EMPACADA DE ABSORCION

367

to de aire, en volumen. El gasto de la mezcla de gas que entra a latorre a 68° F y 1 atm es de 80 moles/h. El solvente ha de ser agua que no contenga amoniaco; se utilizarán anillos raschig de cerámica de 1 pulgada, como empaque. La torre deberá operar a 60 por ciento del punto de inundación, y el gasto de agua será 30 por ciento mayor que el gasto mínimo. Determínense:

l. Los gastos de la fase gaseosa, en libras-moles por hora, para el soluto y el gas transportador. 2. Los cocientes molares de las fases gaseosa y líquida a la entrada y salida, y el gasto requerido de agua, en libras-moles por hora. 3. Los gastos de lí guido y gas, en libras por hora, para el gas transportador, gas soluto, líquido solvente, soluto en el líquido y el líquido total. 4. El área y diámetro de la torre. 5. La caída de presión, en libras por pulgada cuadrada y en pulgadas de agua, con base en dos métodos.

Solución

Ejemplo 6.3 Se ha de diseñar una torre empacada para eliminar 95 por ciento del amoniaco de una mezcla de 8 por ciento de amoniaco y 92 por cien-

l. Si se usa el símbolo A para representar el amoniaco, se tiene que

= 0.92(80) = 73.60 lb· moles/h CA 1 = 0.08(80) = 6.40 lb· moles /h !:J.GA= 0.95(6.40) = 6.08lb·molcs/h CA 2 = 0.05(6.4) = 0.32 lb· moles /h

Gm,c Tabla 6.2 Constantes de caída de presión para los empaques de las torres.

Tipo de empaque Anillos Raschig 1/2 pulg 3/4 pulg 1 pulg 1 1/2 pulg 2 pulg Estribos Berl 1/2 pulg 3/4 pulg 1 pulg 1 1/2 pulg Estribos Intalox 1 pulg. 1 1/2 pulg

Intervalo de L' (lb fh·pie 2 )

m

n

139.00 32.90 32.10 12.08 11.13

0.00720 0.00450 0.00434 0.00398 0.00295

300-8,000 1800-10,800 360-27,000 720-18,000 720-21,000

60.40 24.10 16.01 8.01

0.00340 0.00295 0.00295 0.00225

300-14,100 360-14,400 720-78,800 720-21,600

12.44 5.66

0.00277 0.00225

2520-14,400 2520-14,400

FUENTE: R.E. Treybal. Mass Transjá Operations. Nueva York: McGraw·Hill, 1955.

....,,,

2. La composición de la fase gaseosa a la entrada y la salida es Y1 =

:

= 0.0870 lb·mole A/lb· mol de aire 2 Y2 = 0 ·32 = 0.00435lb·mole Ajlb· mol de aire 73. 60

Para determinar la composición restante del líquido a la salida (x 2 = X = 0), es necesario evaluar el gasto mínimo del solvente. Esto re2 quiere el uso de datos de equilibrio para las mezclas de amoniaco-aire2 agua, las que se dan a continuación para 68°F y 14.7 lb/pulg de presión total (

r í

368

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

369

DISEÑO BASICO DE UNA TORRE EMPACADA DE ABSORCION

1

!'1

0.0206 0.0158

X y

0.0310 0.0240

0.0407 0.0329

0.0502 0.0418

0.0735 0.0660

Como el gasto del líquido ha de ser 30 por ciento mayor que el gasto mínimo,

0.0962 0.0920

Estos datos están trazados en la figura 6.17. A fin de determinar el valor mínimo de Lm, s/Gm, e, se traza una línea desde (Y 2 , X 2 ) hasta el punto donde la línea Y1 = 0.0870 corta a la línea de equilibrio. Con base en el diagrama,

(

0.0870-0.00435 = 0.90 0.092- o

Lm,S) mínimo

Gm,C

li. ~~ .

,

1,¡

t. t'

/

/

0.10

~

,¡

''In ,¡/...

.~

l

"t''. ·r:{ '

i

'~··

''' '

r!

:.¡

\ k':

1/

~ 0.08

L

o a.

..

.,"'"'

Pendiente de la linea L de operación = 1.171/

'C

~ 0.06

L

V

~

o a.

...o

Lfnea media

/

0.041

o

/

E

V Vi V

)..-

0.02

~ VI

~~

6(

/

r;:;

//

~ ~ 11 .... ~ ~

~

/

/

/

V

~/

V::

~

~

/

J

J<':.endiente = 0.90 para (LsiGc>mrnl

I/

V /m

.l

0.00435-0.0870

x2-xl

o-x1

1.17

X1 = 0.0707 lb•mole A/lb•mole de agua x1 = 0.0660 lb•mole A/lb•mole de solución

(base de la torre)

Gc = 73.6(29.0) = 2134 lbjn

GA,l = 6.4(17) = 109lb/h

~V

GA,2 = 0.32(17) = 5.4lb/h

L 5 = 86.1(18) = 1550 lb/h

~

LA,!

=

llGA

= 104lb/h

lL

~

Nota: Número de unidades de transferencia = 6.5

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

Figura 6.17 Solución gráfica para el número de unidades de transferencia en el ejemplo 6.3.

!:'

y2- Y¡

o

= 0.75

X, moles de soluto por mol de solvente

:il

=

3. Los gastos del gas y el líquido son

V

~ ~ r'

o,e? o

Lm.S Gm,C

V V Línea de equilibrio V V

V

1'/

/

L J~

/

V

= 1.17Gm,C = 1.17(73.6) = 86.1lb·moles/h

La composición de X 1 se puede determinar ahora de dos maneras. Primero, se puede trazar la línea de operación con una pendiente de l. 7 desde (0.0043,0). El punto de donde corta a Y1 = 0.0870 es el extremo inferior de la línea de operación de diseño, y se puede leer a X 1 , directamente de la figura. Para mayor exactitud, también se puede encontrar X 1 de un balance material en la torre.

I.P 1

1

V

o

2" -8 .,.

1

V (0.0707' 0.0870)

l;¡

1/

diseño

Por tanto, Lm.s

(

= 1.30(0.90) = 1/1.17 (molfmol)

Lm,s) Gm,C

Por tanto,

= 2134 + 109 = 2243 lb/h (abajo) L 1 = 1550 + 104 = 1654 lb/h (abajo) G2 = 2134 + 5 = 2139 lb/h (arriba) L 2 = 1550 + O = 1550 lb /h (arriba)

G1

1

370

371

DiSEÑO BASICO DE UNA TORRE EMPACADA DE ABSORCION

4. El área de la torre está basada en la correlación de inundación de la figura 6.16. Esta correlación requiere conocer las densida. des de las fases gaseosas y líquidas en la parte superior e inferior de la torre. Como el contenido de amoniaco de la fase líquida es muy pequeño, se usará la densidad del agua pura, 62.3lb/pie3, como la densidad de la solución en toda la torre. Para la fase gaseosa, suponiendo que la mezcla de gases actúa como un gas ideal y que se puede despreciar la presión parcial del agua, se tiene que

Para 60 por ciento del punto de inundación, c;liseñ;= 0.439(0.6) = 0.263lbj:s•pie A

P RT

G'

G

MmP RuT

~!

donde Mm es la masa molar promedio del gas y Ru es la constante universal de los gases. En la parte superior

ti .1

1 1

LY¡M¡ = 0.0043(17) + 0.9957(29) 28 95 14 7 = " ( · ) = 0.0751 lb/ ie 3 p 10. 73(528) p

Mm ~~

"

:¡¡ ,fl

=

= 28.95

.

PL

05 1654 ( 0.0728 ) · _ 0 0252 = 2243 62.3 - "

De la figura 6.16, el valor de la ordenada es nuevamente 0.20. Utilizando los mismos valores que antes para la viscosidad y F,

~ ;" lltl

948

En la parte inferior de la torre,

p=-=--

1'

= 948lb/ h •pie 2

G 2139 = - = - - = 2 26 pie 2 (arriba)

05 L ( Pe ) · J¡r,

2

,

,

= [

G inundacion

0.20(32.2)(0.0~:8)(62.3 )

05 ] . = 0.434 lbfs•pie 2

155(1)

A 60 por ciento de la condición de inundación,

En la parte inferior

,¡·

Gd'.1seno _ = 0.434(0.6) = 0.260 lbjs•pie 2 = 934 lb/h •pie 2

¡,~

¡:~

t:;l

Mm

1'' ¡1:'1

= 0.08(17) + 0.92(29) 28.04(14.7)

p

= 28.04

.

= 10.73(528) • = 0.0728Ibj p1e

3

Luego, el área requerida en la parte inferior de la torre será G _ 2243 = 2.40 pie 2 (abajo)

A= G' -

El valor de G' en la parte superior e inferior de la torre se puede entonces determinar basándose en la correlación de inundación. En la parte superior, 05 L ( Pe ) · G

PL

=

1550 ( 0.0751 )0.5 62.3 = 0.0251

2139

De la figura 6.16, se encuentra que la ordenada de la condición de inundación es igual a 0.20. De la tabla 6.1, el valor de Fes 155, y la viscosidad del agua a 68°F es de 1 centipoise. Por tanto, 05 , _ [ 0.20(32.2)(0.0751)(62.3) ] . = 0.439Ibj s•pie 2 GJ inHndación155( 1)0·2

934

Como una estimación conservadora, se selecciona el área mayor para la sección transversal de la torre. De aquí resulta que, para el diámetro de la torre D

4A ) 0·5 = [ 4(2~40) ]o.5 = ( -;;

=

l. 75 pie= 21.0 pulg.

5. La caída de presión se puede determinar de la correlación general de la figura 6.16 o de la ecuación (6.27). Con base en la correlación, la ordenada es (congc en lbm •pie/lb¡·h 2 ) (G')zF(JLL)o.zPw gcPePL PL

=

(934)2~155)(1)0.2 4.17 X 10 (0.074)(62.3)

= 0.0702

1

DETERMINACION DE LA ALTURA DE UNA TORRE DE ABSORCION

y la coordenada horizontal es (de la parte 4) 0.5

L

G

(

Pe

PL

)

=

0.0252

De la figura 6.16, como un valor aproximado,

del empaque. Esta cantidad es una función del empaque que se utilice. Para la altura dZ, el total de área interfacial abierto a la transferencia de masa es a(AdZ), donde A es nuevamente el área de la sección transversal de la torre. La tasa de transferencia de masa de la especia A en la altura dZ, será entonces NAA(adZ). Sin embargo, esta cantidad es también igual a la pérdida de la especie A de la fase gaseosa, según pasa a través de la sección dZ; esta pérdida está dada por d ( Gm y). Igualando estas dos cantidades se encuentra que

!J.P Z = 0.65 puJg•agua/pie. = 0.0234 lb/pulg 2 /pie.

Se tiene un método alternativo para estimar la caída de presión, con base en el uso de la ecuación (6.27). Si se emplean los datos apropiados de la tabla 6.2, se encuentra que

NAA(adZ) = d(Gmy) = Ad(G;,y)

c:n

Recordando que equivale a Gc, m /(1 - y), se puede demostrar que el último término se puede escribir como A dy/(1- y). Con esta sustitución y con el uso de la ecuación (6.21), la igualdad ante-

Pe

Kya(yAG-

2

=

(934) 32 1(10-8)(100.00434(659)/62.3)-. 0.074 4.18 lb por pie 2 /pie= 0.804 pulg•agua/pie = 0.0289 lb/pulg 2 /pie

Las respuestas dadas por los dos métodos para la caída de presión por altura unitaria de la torre, están en un acuerdo razonable recíproco. La caída global de presión no se puede encontrar hasta que se de termine la altura total de la torre. Esta última magnitud se trata en la sección siguiente.

6.8.A

c:n

rior se convierte en

z!J.P = m(10-8)(10"L'IPL) (G'/

6.8

373

CONTROL GENERAL DE GASES-Y VAPORES

372

DETERMINACION DE LA ALTURA DE UNA TORRE DE ABSORCION

Concepto de una unidad de transferencia

La altura requerida de una torre empacada de absorción se determina primero por la resistencia total a la transferencia de masa entre las fases líquidas y gaseosas, y la fuerza impulsora promedio y el área interfacial disponible para la transferencia de masa. Los dos primeros parámetros pueden variar considerablemente a lo largo de la altura del absorbedor. Por tanto, será necesario utilizar algún tipo de técnica de promedio a fin de pronosticar la tasa global de transferencia de masa. Considérese una altura diferencial dZ del absorbedor, como se muestra en la figura 6.12:Se define, por el símbolo a, el área interfacial disponible para la transferencia de masa, por unidad de volumen

y~) dZ

=

e:.. dy 1-y

f

·1

~ t''

o

c;,dy dZ= Ka(1-y)(y-y*) y

c;,dy KeaP(1- y)(y- y*)

(6.28)

El subíndice A se omití<'> de las cantidades y en esta expresión. La integración de la ecuación (6.28) sobre la variación de la composición de la fase gaseosa, conducirá al valor de Z, la altura requerida del ahsorbedor, cuando controle la resistencia de la fase gaseosa. Existe una expresión similar para la situación en que controle la resist~ncia de la fase líquida. Un método para resolver la ecuación (6.28) se basa en datos experimentales de "planta piloto". Con base en equipos a pequeña escala, se puede determinar el valor global de K;r a (o K G a) para el empaque y para los gastos de gas y líquido que estan en consideración. Luego, se podrá integrar la porción restante del lado derecho de la ecuación (6.28), con base en el conocimiento que se tenga de las características de las líneas de operación y equilibrio. El método anterior se puede modificar para tratar con los conceptos de la "altura de una unidad de transferencia" y el "número de unidades ck transferencia", pero para poder hacerlo se requiere modificar el formato de la ecuación (6.28). En términos de las cantidades y y y* prcviamen te dcfin1dos para las especies contaminantes.

·~

.:,·

'.•1

~

!

: ,1 ' ~,,,

..... t!

r 1

374

:

~

,t

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

1- y

=

fracción molar de la especie no difusora (gas portador) en el volumen de la corriente de gas para cualquier po. sición de Z

1 - y*

=

fracción molar de la especie de gas no difusora, basán. dose en la concentración del soluto en equilibrio con el líquido en la posición Z

Además, la fuerza impulsora total y - y*, = en cualquier lugar de la torre se puede escribir en la forma

il

¡(1

'li

y - y• = (1 -y*) - (1- y)

~: ¡\~: 11:

El valor medio logarítmico de ( 1 - y*) y ( 1 -y) se define como

1''11

{1

(1 -y*) - (1 -y)

,l 1,'

(1-y)LM

11

~In[ (1-y*)/ (1 -y) J

(6.29)

1

1

l

375

Cuando se evalúa Htoc en un conjunto coherente de dimensiones, tendrá la dimensión de longitud, como era de esperarse. La cantidad NtoG es adimensional. 6.8.B

Interpretación y evaluación del número de unidades de transferencia

Una interpretación física del número de unidades de transferencia en una columna de absorción empacada se puede efectuar de la manera siguiente. Cuando el valor de y es pequeño, se tiene entonces que ( 1 - y) >::::: ( 1 - y )LM. De aquí resulta que la definición del número de unidades de transferencia se reduce a

=f'JI (1-y)LMdy NIOGIJ2

=fYr....!!:!i__ -

(1- y)(y -y*)

IJ2

y- y*

¡i.l.

Con base en datos experimentales, es conveniente multiplicar el numerador y denominador de la ecuación (6.28) por (1 -y)LM .De aquí resulta que 1

!i

Cuando el denominador es relativamente constante a lo largo de la longitud de la torre, se tiene que la integración del último término de la ecuación anterior demuestra que

J

il.n;'"1 i¡~-

¡;:;:

r:'f':·:

dZ =

e;,. (1 - y) LM dy Kya(1-y)LM (1- y)(y -y*)

(6.30)

A pesar de que c:n' Kya, y (1 - y)LM varlan a lo largo de una columna de absorción los datos indican que el primer término del lado derecho de la ecuación (6.30) es constante razonablemente. Esta cantidad se define como la altura total de una unzaad de transferencia, con base en el control de resistencia por la fase gaseosa, HtfJc. Esto es,

G'm Hwc =K a(1- y)LM IJ

{6.31)

Luego, se tiene como una primera aproximación a la altura de la torre

,¡

¡

DETERMINACION DE LA ALTURA DE UNA TORRE DE ABSORCION

!Jr

(1- y)LMdy

Z = HwcJ.'12 (1-y)(y-y*)

(6.32)

La integral en sí se define como el número de unidades de trans(erenda, NtOG . Por tanto

z

=

HtOG~OG

NtOc

=

cambio total en la concentración fuerza impulsora promedio

Luego, como una aproximación, el número de unidades totales de transferencia es una medida del número de veces que la fuerza impulsora promedio (y - y*) cabe en el cambio total de concentración en la fase gaseosa, (y 1 - Y 2 ). De igual modo es una medida de la dificultad de absorción. Debe recordarse que esta interpretación es sólo válida cuando la resistencia principal ocurre en la fase gaseosa. Si la principal resistencia se encuentra en la fase líquida, entonces se podrá deducir una expresión equivalente para el número de unidades de transferencia, NtOL, Además de la integración directa para obtener el valor de N tOG , se dispone de cierto número de soluciones analíticas del proceso de operación cuando las líneas de operación y equilibrio posean características especiales. En lugar de estos especiales tratamientos del problema (13, 14), en la figura 6.18 se ilustra un tratamiento gráfico sencillo para determinar el número de unidades de transferencia. Esta técnica se basa en la relación aproximada

NIOG-::::;, fy'~ (6.33)

1)2

y- y*

=

fYr_.!!:! y

2

y- y•

~

1

376

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

F

8

.o o ..,"'

"O

377

DETERMINACION DE LA ALTURA DE UNA TORRE DE ABSORCION

mo por una línea vertical. La suma de los escalones enteros y del último escalón parcial es una medida del número total de unidades de transferencia, NwL. Ejemplo 6.4

....

a.

Empleando los datos y resultados del ejemplo 6.3, determínese el número de unidades totales de transferencia, por medio de una técnica gráfica.

Ul

"O

o

E

oa. ...o o

Línea de equilibrio

:l

Solución

Se determina gráficamente el número de unidades de transferencia, NtoG con la ayuda de la figura 6.1 7. Del número de escalones contados, se encuentra que Ntoc es aproximadamente 6 1/2 .

., .,

Ul

"O

Ul

o

E

;:,..·

6.8.C

/l. A

X, Moles de soluto por mol de solvente

Figura 6.18 Determinación gráfica del número de unidades de transferencia.

El método permite determinar el número de veces que la fuerza impulsora Y- Y cabe en el cambio de concentración total Y 1 - Y 2 • La figura 6.18 representa el diagrama Y-X introducido anteriormente. En general, la curva AB no es una línea recta, pero la línea de operación sí lo es, por razones discutidas previamente. La distancia vertical entre la línea de operación y la línea de equilibrio, representa nuevamente la diferencia en la concentración o "fuerza impulsora" que es causa de la absorción. Cuando la resistencia de la película sea ia que controle, se traza una línea EF de manera que todos los puntos de la línea están situados verticalmente entre las líneas de operación y equilibrio. Luego, comenzando en el punto C se traza una línea horizontal de manera tal que CG = CH. La posición del punto H puede ser a la izquierda o la derecha de la línea de equilibrio. Desde H, se traza una línea vertical hacia arriba, hasta llegar a la línea CD, localizando así el punto J. Se traza a continuación ]K= KL. Desde el punto L se traza otra línea vertical hacia arriba, hasta la línea CD. Se establece el punto M. Los escalones CHJ y ]LM representan cada uno de ellos unidades de transferencia. Estos escalones se continúan de la misma manera geométrica hasta que se llega al punto D, o se pas& a la derecha del mis-

Evaluación de la altura de una unidad de transferencia

Como se indicó, la altura total de una unidad de transferencia se puede determinar por medio de estudios de planta piloto. Es necesario que la planta piloto a pequeña escala duplique tan igual como sea posible las condiciones anticipadas de operación del equipo actual. En la ausencia de mediciones directas es todavía posible estimar el valor de HtoG , si se aprovecha la similitud entre las operaciones de transferencia de masa, en términos de correlaciones no dimensionales. Recuérdese primero la relación 1

Ky

1

m

ky

kz

-+-

(6.23)

Multiplicando cada término por los mismos valores, se encuentra que la ecuación (6.23) se puede escribircomo

e'm Kya(1- YhM

e;, me;, L'm __ -'----'-="""" (1-x)LM ---=---+- ____::.:. kya(1- y)LM

L'r,. kxa(1- x)LM (1- y)LM

donde m es la pendiente promedio de la línea de equilibrio y sustituye a m'. Por la analogía directa con Hwc, se definen las siguientes cantidades: L'm

e'm Htc =k y a(1- y)LM

HtL

=kxa(1- x)LM

(6.34)

.,

.

~

378

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

donde ( 1 - x) LM tiene la misma interpretación matemática que ( 1 -y )LM, introducido por la ecuación (6.29). Por tanto,

HtOC

=

Htc

+

mG ) ( 1 - X) LM ( Lmm (HtL) (1- y)LM

(6.35)

Para soluciones diluidas, la ecuación (6.35) se aproxima a un alto grado de exactitud mediante

Tabla 6.3 Constantes para utilizar en la determinación de la altura de una unidad de transferencia, en la fase gaseosa Gasto de Gasto lzquido de gas 2 2 (lb/h •pie ) y {3 (lb/h •pie ) a Empaque

--

Anillos Raschig 3/8 pulg 1 pulg

2.32 7.00 6.41 17.30 2.58 3.82

0.45 0.39 0.32 0.38 0.38 0.41

0.47 0.58 0.51 0.66 0.40 0.45

200-500 200-800 200-600 200-700 200-700 200-800

500-1500 400-500 500-4500 500-1500 1500-4500 500-4500

32.40 0.81 1.97 5.05

0.30 0.30 0.36 0.32

0.74 0.24 0.40 0.45

200-700 200-700 200-800 200-1000

500-1500 1500-4500 400-4500 400-4500

6.50

0.58

1.06

150-900

3000-10,000

Anillos espirales (apilados, a tresbolillo) 3 pulg, de una sola espiral 2.38 15.60 3 pulg, de triple espiral

0.35 0.38

0.29 0.60

130-700 200-1000

3000-10,000 500-3000

1 1/2 pulg

HtOC = Htc

mGm) ( Lm HtL

+

(6.36)

esta ecuación permite la evaluación de la altura total de una unidad de transferencia en términos de las alturas de transferencia H 1c y HtL de la fase gaseosa y la fase líquida, respectivamente. Las alturas de transferencia de la fase gaseosa y la fase líquida han sido correlacionadas con una amplia variedad de datos experimentales. A continuación se presentan ecuaciones generalizadas para Htc Y HtL ·

379

DETERMINACION DE LA ALTURA DE UNA TORRE DE ABSORCION

2 pulg Estribos Berl 1/2 pulg 1 pulg 1 1/2 pulg Anillos de separación 3 pulg

FUENTE: R. E. Treybal. Mass Transfer Operations, Nueva York: McGraw-Hill, 1968.

Htc

=

a( G')

11

(L')Y

(

__!!:s¿_ PcDc

)o.5

(6.3 7)

donde H 1c es la altura de una unidad de transferencia de gas, en pies; 1 L es el gasto superficial dellí guido, en lb/h • pie 2 ; y G 1 es el gasto superficial del gas, en lb/h • pie 2 • Además, G', {3 y "( son constantes de empaque (véase tabla 6.3) y la magnitud (tJ.c/PcDc) es el número de Schmidt para la fase gaseosa (véase tabla 6.4a). Además

1-LL

PLDL

)0.5

(6.38)

donde H 1L es la altura de la unidad de transferencia del líquido, en pies, y /J. L es la viscosidad del líquido, en lb/pie· h. Además,(/) y r¡ son constantes de empaque (véase tabla 6.5 ). Igualmente ¡.J.L / PL DL) es el número de Schmidt para la fase líquida, véase tabla 6.4b. En ambos casos, el número de Schmidt es un valor adimensional. El ejemplo 6.5 permite ilustrar el procedimiento de cálculo.

·''l!j

:=.

:t·•·:

Ejemplo 6.5

~~~-~~~o~.,

Empleando los datos y resultados de los ejemplos 6.3 y 6.4, determínense la altura total de una unidad de transferencia, en pies, y la altura total de la torre, en pies. Calcúlese además la caída total de presión basándose en los valores de !:J.PfZ, que se encontraron por dos métodos en la parte 5 del ejemplo 6.3.

; 111

Solución _ cp( L' )"( -1-LL HtL-

t;

~

Se encuentra la altura de una unidad de transferencia, H 10 c, si se utilizan las correlaciones generalil.adas, que proporcionan las ecuaciones 1 (6.37) y (6.38). Los valores de G y L' son valores promedio para 2 toda la torre, siendo en este caso 912 y 688 lb/h • pie , respectivamente para un área de 2.4 pie 2 • Con base en la ecuación (6.37), para la fase gaseosa

Htc

=

a( cf (Sc)o.s (L')Y

o 39

7.00(912 ) · (O.OO)o.s (668)058

=

.

l.88p1e

,'.' 11

380

CONTROL GENERAL DE GASES Y V A PO RES

381

DETERMINACION DE LA ALTURA DE UNA TORRE DE ABSORCION

Tabla 6.5 Constantes para utilizar en la determinación de la altura de las unidades de transferencia, en la fase líquida

Empaque

llJ

Intervalo de L' (lbjh.pie 2 )


TJ

0.00182 0.00357 0.0100 0.0111 0.0125

0.46 0.35 0.22 0.22 0.22

400-15,000 400-15,000 400-15,000 400-15,000 400-15,000

0.00666 0.00588 0.00625

0.28 0.28 0.28

400-15,000 400-15,000 400-15,000

0.0625

0.09

3000-14,000

0.00909 0.0116

0.28 0.28

400-15,000 3000-14,000

"O

"'o l J6..

~~gg~9aj~~812!aii5~)( <Xi "" t- 1!5 "" t- c:s ·-<e') :;;¡:;

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HtL = ( ILL

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05 '

( 668

= 0.01 2 .42

)o.22 (570) 0 ·5

0.82 pie

donde los valores de 1/>, 11 y Se provienen de las tablas 6.5 y 6.4b. Si se utiliza la ecuación (6.36), se encuentra que

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5

:::! 5

<:::l:I:<.,:¡~;¿<<<.,:¡u~

H10 c = H1c

+ m(~= )HtL = 1.88 + 0.75( g~~ )(0.82) =

3

2.42 pie

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-~ >-

'llJ

donde O'= 7 .00, {3 = 0.39, y 'Y= 0.58, tomados de la tabla 6.3 y el número de Schmidt está dado en la tabla 6.4a. Para la fase líquida

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~

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1

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"' llJ o. c<S ... >

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FUENTE: R. E. Treybal. Mass Transfer Operation. Nueva York, McGraw-Hill, 1968.

Q) Q)

llJ

·v;

1 pulg 1 1/2 pulg Anillos de separación 3 pulg Anillos espinles (Apilados, a tresbolillo) 3 pulg, de una sola espiral 3 pulg, de triple espiral

.."'

·g ": ~ -~ ·O~

"'

Anillos Raschig 3/8 pulg 1/2 pulg 1 pulg 1 1/2 pulg 2 pulg Estribos Berl 1/2 pulg

En la relación anterior, el factor (mGmfLm) se evaluó en la parte inferior de la torre, donde tiene lugar la mayor parte de las unidades de transferencia. En el ejemplo 6.4 se observó que el número de unidades de transferencia era de 6 1/2. Por tanto, la altura total de la torre será Z

= N¡ 0 cHtOG = 6.5(2.42) =

,','¡]

15.6 pie

,¡,.,,

.... 382

CONTROL GENERAL DE GASI~S Y VAPORES

FUNDAMENTOS DE LA CINETICA QUIMICA

La caí da total de presión se puede determinar por los valores de I::J.BfZ, que se evaluaron por dos métodos en el ~jemplo 6.3. Con base en estos dos valores,

t:.P = 0.65(15.6)

l. 2. 3. 4. 5. 6. 7.

10.0 pulg. agua= 0.36 lbfpu!g 2

y !::.P

=

0.746(15.6)

=

En la literatura aparecen comentarios adicionales de los factores para el diseño económico (12).

6.9 Las torres de platos o bandejas se emplean también como dispositivos de purificación para las corrientes de gas contaminado. En estas torres, el contacto escalonado entre el líquido y el gas ocurre como se muestra en la figura 6.19. El procedimiento de diseño es algo similar al de una torre empacada ( 7, 13, 14). El cálculo del costo de un equipo de absorción para el control de la contaminación del aire está fuera del tema que se trata, puesto que son muchos los factores que intervienen. Entre los factores se tiene: Salida del gas Casco o coraza exterior

Entrada del l(quido

Vertedor Anillo de soporte de la bandeja

Casquete de burbujeo

Soporte r(gido de la bandeja Subiente del vapor

Extracción lateral de flujo Alimentación intermedia

Espuma

Material por remover, corrosivo o no corrosivo. Costo del absorbente. Tipo de material para la torre (como una aleación de acero). Tipo del material de empaque. Gasto del gas que se purifica. Valor del material removido como soluto. Recirculación del solvente o disposición del solvente residual.

11.5 pulg. agua= 0.42 lbfpulg 2

Las respuestas están muy de acuerdo entre sí. La magnitud de la respuesta es bastante típica para una torre empacada que opera razonablemente alejada del punto de inundación.

Bandeja

383

FUNDAMENTOS DE LA CINETICA QUIMICA

En algunos casos no podrá ser factible remover la cantidad requerida de un contaminante específico del aire de una corriente de escape por técnicas tales como la adsorción o la absorción, a fin de cumplir con las normas de emisión. Hay otras dos técnicas generales de control de la contaminación. Una de ellas es la alteración química de la especie contaminante después de que se haya formado, y el proceso se conoce como incineración. La otra técnica consiste en impedir la formación inicial del contaminante, controlando las variables que promueven su formación. La aplicación adecuada de cualesquiera de estas técnicas requiere el conocimiento de los fundamentos de la cinética química. Los productos de los procesos de combustión son responsables de una gran parte de los contaminantes descargados a la atmósfera. Debido a la amplia variación de la temperatura de los gases de la combustión durante un período relativamente corto, la tasa de reacción es tan importante como la termodinámica de la reacción. Los estudios de tres de los principales contaminantes del aire presentes en la atmósfera -monóxido de carbono, óxidos de azufre y óxidos de nitrógeno- han determinado que sólo cuando se utilizan algunos de los conceptos básicos de la cinética química, el estudio de las tasas de reacción, es que la teoría comienza a ajustarse a la información experimental. Así, se presenta en esta sección parte de la teoría general de cinética de la química, para utilizarla en futuras secciones. 6.9.A

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,

:l ··~-

' '1

Ecuaciones de tasa y orden de la reacción ,,

j

~

j!

Salida del l(quido

Figura 6.19 Diagrama esquemático de una torre con platos y bandejas.

La tasa de la reacción química se expresa por lo general en términos de la tasa de desaparición de los reactivos o la aparición de los productos. Considérese que la reacción que interesa es, por ejemplo

")

384

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

A+ 2B

~

D

385

FUNDAMENTOS DE LA ClNETlCA QUlMlCA

tración de B en el tiempo t. Entonces, la cantidad de A en el tiempo tes simplemente (cA - x ). Por tanto, la ecuación (6.40) se convierte en

+ 3E

Expresada en términos de la concentración de todos los reactantes, la tasa del cambio de reacción de la especie A es, en general, -dCA = kCAaCBb dt

= k(CA -x) 0

o

donde la concentración, C, está expresada en unidades de masa por volumen unitario. Otro método común para expresar simbólicamente la ecuación de tasa es la de utilizar corchetes alrededor del símbolo químico, más bien que el símbolo C. Esto es,

dx = kdt CAo-X

La integración produce 0

-d[ A] = k[ A]a[ B] b dt

(6.39)

El orden total de la reacción descrita por cualesquiera de las ecuaciones de tasa se define como (a + b ). La reacción es de orden a con respecto a A y de orden b con respecto a B. La constante de proporcionalidad, k, es un número positivo que depende de la temperatura (y posiblemente de otras variables) pero es independiente de las concentraciones. Con frecuencia se le Uar'na constante de tasa -o tasa de reacción específica. Las unidades de k dependen de las unidades utilizadas para la concentración. El orden total de una reacción se determina experimentalmente. Son posibles valores del orden no enteros fraccionales. No obstante, muchas reacciones parecen tener valores enteros para sus órdenes. Si la reacción

(6.40)

kt

(6.42)

X= CA0 [1-exp(-kt)]

Esta ecuación se reduce a la ecuación ( 6.41) sustituyendo x por

e;-UnaCA.reacción de segundo orden se puede representar por dos reac-

(6.41)

donde es la concentración inicial para el tiempo t =O. Se puede encontrar un resultado equivalente si se expresa la tasa en términos de la formación del producto B. Sea x igual a la concen-

~

1

,, .~

if ····1

ciones químicas diferentes. Una de ellas incluye un solo reactivo, por

::J:"

ejemplo

·~- ~1

,11

2A

~

productos

+ B ~ productos

En cualquier caso, la expresión de la tasa es (cuando -dCA = k 2 (CA) 2 dt

La solución de esta ecuación diferencial es

e;

=

o

A

es de primer orden, entonces

CA= CA0 exp( -kt)

X

Otra posibilidad incluye dos especies diferentes, inicialmente a la misma concentración

A~B

- dCA = kCAaCBb dt

CA ln CAo-

La integración de esta expresión da 1

1

cA- ca= A

k2t

e; =e;)

386

CONTROL GFNERAL DE GASES Y V A PO RES

Cuando e;t =1= e;; se establece una reacción más compleja de la ecuación de tasa. En este último caso, se puede demostrar que

6.9.B

En lugar de efectuar la integración de esta ecuación, se puede deducir la concentración de D en cualquier momento, simplemente de la relación

eBeAo

1

eBo- eAo In eA eBo

k2t =

387

FUNDAMENTOS DE LA CINETICA QUIMICA

..,

{6.43)

CA+ eB + Cv = cAo

Serie consecutiva de reacciones o

Considérese ahora una serie consecutiva de reacciones de primer orden, como por ejemplo

k

Cv= c_.,o- eA0 exp(-k1t)- cAok ~k [exp(-k1t)-exp(-k2t)] 2

k¡

1

(6.46)

k2

A~s~v

donde

e; = ei!J = O las tasas están dadas por dCA dt

=

-k1CA

dCB dt

=

k1CA- k2eB

de dt

=

k2

____p_

eB

a) b)

Cuando k 1 y k 2 son del mismo orden de magnitud, todos los términos de las ecuaciones ( 6.45) y ( 6.46) son importantes. Cantidades significativas de las especies A, B y D están presentes al mismo tiempo durante parte del proceso global. La tendencia general en las varias concentraciones como una función del tiempo, se muestra por las líneas continuas de la figura 6.20. Estas líneas representan la condición de k = O.8 k 1 • Obsérvese que la producción de D se retrasa cierto 2 tiempo hasta que se haya acumulado una suficiente cantidad de B.

e)

La desaparición de A está expresada por una ecuación de tasa de primer orden. De ahí resulta que,

1.0

CA= C/exp( -k 1t)

0.8

(6.44)

"

(.J o

--;¡¡- =

k 1eA exp( -k 1t)- k 2C8

2

i\. 'r'\.

<(

1

La tasa de cambio de la especie D es

,)v

0.4

ü"'

(6.45)

V

L

,(/< !'...

S¿

1

1

B (0.8)

Vo(0.8)

'J'-... / v r--¡-_ Vf'-.-K

f)

/l

-- ---8 (0.1)-

¿.P'

0.6

0.2

[exp(-k1t)-exp(-k2t)]

. . .v --

..-(_--

~

La integración dará en este caso

~k

D (10) _.........

\.

~

0

o
CB= cAok

v....-

. \.

~

La sustitución de la ecuación ( 6.44) en la ecuación b) da dC8

1\\ .

._t--

V

~ (10)

D(~·~l'+-=--=-.¡--"=j

--.::+----- . .

í7...,. r-:...f-L -~-::~-=- -=-o 11/~--~--- +-· --¡-· 1.2 0.8 0.4 o

1.6

2.0

k,t

dC0

--¡¡¡-

=

k 1k 2CAo [ k 2 e8 = ¡,.__z. exp(-k 1t)-exp(-k 2 t)]

Figura 6.20 Influencia de las magnitudes relativas de las constantes de tasa para dos reacciones consecutivas, sobre la concentración de las especies como una función del tiempo.

.lil

~

388 CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

"'""

Este período de retraso se conoce como período de inducción. Después de suficiente tiempo, la tasa de D se incrementa mientras que la concentración de B se hace máxima y empieza a disminuir. Durante todo este período, la concentración de A decae exponencialmente. 6.9.C

Etapa de determinación de la tasa

Cuando ocurre un número de reacciones consecutivas y competitivas, la expresión para la tasa de cambio de cualesquiera de las especies intermedias, es usualmente muy compleja. Sin embargo, en muchos casos la expresión de la tasa se puede simplificar considerablemente si algunas de las constantes de tasa son mucho mayores que otras. Por ejemplo, considérese la serie consecutiva de reacciones ya tratada, a saber,

fUNDAMENTOS DE LA CINETICA QUIMICA

389

Nótese que la concentración de B es mucho menor que la de la condición donde k 2 = 0.8k 1 , ya que se ha incrementado k 2 por un factor de 12.5 sobre el caso anterior. El período de inducción de D es también mucho más corto que en el nuevo caso, y su concentración se acumula con mucha mayor rapidez. Alternativamente, si k 2 ~ k 1 , controla entonces la reacción A -+ B. La especie B tenderá a acumularse rápidamente y la formación de D será trazada. Las ecuaciones para C8 y Cn, resultan ser en este caso

CB

CAo- exp(-kzt)- exp(-k 1 t) Cv ca - 1-

exp( -k 2 t)

A

k¡

k2

A~B~D

Si la segunda reacción es mucho más rápida que la primera (k entonces, la expresión general 2

'

dC0

dt

'" !:)

"'í-,

,

0

=

k 2 C8

k 1 k 2CA = kz _ k

1

[

exp( -k 1t)- exp( -k 2 t)

~k

J

se reduce a

dCv dt

=

kiCAoexp( -kit)

y la concentración de la especie D resulta

Cv~ CA [l-exp(-klt)] 0

De la misma manera,

kl) exp( -kit) cB~ CA ( kz 0

y esta cantidad será relativamente pequeña, debido a la relación k /k • 1 2 Este último resultado no es nada sorprendente. Si k ~k ,la reacción 2 B -+ D consumirá la especie B casi tan rápidamente como se forme. Las curvas de concentración contra tiempo para la condición en la que kz = 10k 1 se muestran como líneas de puntos en la figura 6.20.

1

), 1

Por tanto, los perfiles de tiempo tanto para C8 como Cn están controlados por el valor de k 2 • La figura 6.20 muestra también curvas punteadas para la condición k 2 = O.lk 1 • Esta relación de k 2 /k 1 es un factor menos de 8 que los datos originales representados por las líneas continuas. Para valores aun menores de kdk 1 , la línea para Cn se acercaría al eje horizontal. El comentario anterior se puede utilizar para ilustrar dos importantes conceptos con respecto a las complejas reacciones químicas intermedias presentes en los procesos de combustión. Primero, el tiempo requerido para que se consuman los productos intermedios, como la especie B ya citada, puede ser considerable. Si las reacciones se apagan (haciendo bajar rápidamente la temperatura por ejemplo). Los productos intermedios pueden conservarse durante largo tiempo. Si se conservan así, posiblemente en la atmósfera, resultarán muy contaminantes. En segundo lugar, a pesar de que pueda existir cierto número de pasos de reacción intermedios, para una reacción global dada, sólo pocos de ellos podrán controlar la tasa de formación o desaparición de cualquier especie en particular. Al comparar las diversas constantes k de tasa, para las reacciones intermedias, algunas de estas reacciones se pueden razonablemente despreciar. Así se simplifica notablemente el modelo matemático para la reacción global. Al mismo tiempo, puede que se aumente la utilidad del modelo respecto a los datos experimentales. 6.9.D

La constante de tasa y la energía de activación

Como ya se indicó, la constante de tasa k para cualquier reacción elemental no es una función de la concentración, sino de la temperatura. En algunos casos, esta relación funcional con la temperatura será

l

~

390

CONTROL GENERAL DE GASES Y V APORI~S

débil, mientras que en otros casos, el valor de k variará en varios órdenes de magnitud sobre unos cientos de grados de cambio de la te:rnperatura. Usualmente la constante de tasa se expresa por una ecuación del tipo de la de Arrhenius, como las siguientes: k= Aexp( ; : )

a)

k = ATnexp( ; : )

b)

donde A y n son constantes, E es la energ{a de activación para la reacción, y R es la constante universal de los gases. Es la presencia del factor exponencial la que ejerce una enorme influencia sobre la variación de k con la temperatura.

¡

"' r"'\

,¡;;

.,

') '

La dependencia que tenga k de la temperatura se determina matemáticamente por la magnitud de la energía de activación, E. La propia variación de la temperatura es pequeña -posiblemente en el intervalo de 300° a 2,500°K para los procesos de combustión. Los valores de E abarcan por lo general, desde decenas de miles hasta cientos de miles, cuando están expresados enjulios por gramo-mol. Es esta variación de E la que explica las grandes variaciones de k con la temperatura. Para ilustrar este punto, se escogerá un ejemplo general, que implica la formación de especies GH por medio de dos reacciones elementales diferentes, a saber,

CTNETTCA DF LA FORMACION DEL MONOXíDO DE CARBONO

391

aumenta por un factor de 2, el término exponencial se incrementa en realidad por un factor de 5. Para la reacción d), con una alta activación de energía, k se altera aproximadamente en ~ órdenes de magnitud. Basándose en este ejemplo, es posible hacer una generalización. Cuando la energía de activación es razonablemente pequeña (por ejemplo,< 50,000 J/g-mol), la constante de tasa k es bastante insensible a la temperatura. Para energías de activación mayores de este valor (y especialmente más allá de 100,000 J/g•mol), la constante de tasa es extremadamente sensible a las variaciones de temperatura. Temperatura

1000 1500 2000

tKJ

ke 3.35 1.31 2.83

X X X

kd 10ll 10 12 10 12

2.14 X 10- 2 3.58 X 10 3 1.46 X 10 6

Es importante fijarse en que las ecuaciones e) y d) se escriben con una doble flecha, esto es, la reacción es capaz de proceder en ambas direcciones. Por tanto, existe una constante regresiva así como una progresiva. Para la reacción e), esta constante de tasa regresiva se expresa normalmente por el símbolo k_c. Al determinar la producción neta de las especies GH por las reacciones e) y d), será necesario examinar el efecto de la tasa de reacción, tanto progresivas como regreSIVas.

e;+ 8 2 ;;:=:! GH + H H

+

G2 ;;:=:! GH

+

G

e) d)

La ecuación de las dos constantes de tasa para e) y d) se ajustan al formato de las ecuaciones a) y b), y en la dirección hacia adelante, se supondrá que están dadas por kc = 6

X

l09Texp -24,000

RT kd= l

x 1014exp

-300,000

RT

e) f)

donde ambos valores de k están en unidades de cm 3 fg·mol·s, R se debe expresar en J/g•mol·°K, y T está en grados Kclvin. Los valores de k para las reacciones e) y d) de una reacción de combustión a tres temperaturas típicas, se muestran en la tabulación. En el caso de la reacción e) con una energía de oxidación relativamente baja, el valor de k aumenta simplemente por un factor de 1 O. Como la temperatura

Las conclusiones a que se llega tienen una importante influencia en la composición de los gases que entran en la atmósfera como gases de escape de un proceso de combustión. En la mayoría de los procesos de combustión, los gases se conservan al alto nivel de temperatura de la zona de la flama, durante pocos milisegundos o centésimas de segundo, y luego se enfrían por efectos de dilución o de transferencia de calor. Dependiendo de la tasa de enfriamiento, la temperatura de la corriente de gas puede caer con mucha rapidez. Por ejemplo, este efecto podría mitigar la reacción d) en términos de su tasa, pero tendría poco efecto sobre la reacción, e) permaneciendo igual todo lo demás. Por ejemplo, la rápida mitigación de cualquier reacción elemental depende, entre otras cosas, de la magnitud de su energía de activación.

6.10

CINETICA DE LA FORMACION DEL MONOXIDO DE CARBONO

Actualmente se desconoce parcialmente la cinética de la oxidación del carbono. Se necesita una gran cantidad de trabajo adicional para

r'". 392

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

lograr un mecanismo satisfactorio de reacción elemental para la formación del CO y el COz en los procesos de combustión de hidrocar. buros. Las etapas para la formación del CO deben preceder a las del COz y, lamentablemente, es probable que el primero esté menos bien delineado. En la mayoría de los estudios sobre los procesos de oxidación a alta temperatura para hidrocarburos, como el metano, los investigadores incluyen con frecuencia (16) la reacción con el Oz del radical metilo (CH 3 ),

como una reacción intermedia principal. Se ha propuesto entonces que el monóxido de carbono se forma principalmente por la reacción

(6.4 7)

a pesar de que otra posibilidad podría ser HCO + M~ H + CO + M

(6.48)

Usualmente, las flamas de los hidrocarburos contienen cantidades apreciables en la zona de dicha flama, de modo que no está restringida la formación de CO. La conversión de CO a COz , está bastante bien establecida ( 1 7). La reacción principal, que es intrínsecamente rápida, se considera como que es CO + OH ~ COz + H

(6.49)

Otra ruta es la de la reacción de oxidación directa CO + Oz ~ COz+ O

so de la combustión, controla el grado de CO consumido en dichas regiones. A pesar de que existe cierto número de reacciones elementales que se pueden considerar como que contribuyen a la formación de radicales OH, hay una etapa esencial que es H + HzO

~

OH + Hz

(6.51)

Esta reacción es importante debido a que en combinación con la reacción (6.40) forma la reacción muy conocida del gas de agua, o sea,

CH 3 + Oz~ HCO + HzO

HCO + OH~ CO + HzO

393

CINETICA DE LA FORMACION DEL MONOXIDO DE CARBONO

CO + HzO

~COz+

(6.52)

Hz

En la zona caliente de las flamas premezcladas o de las flamas de difusión turbulenta, se alcanza rápidamente el equilibrio entre las reacciones competitivas. Las reacciones elementales se equilibran y; por tanto, una reacción global como la (6.52) está también en equilibrio. En la tabla 6.6 se muestran los datos para la constante Kp de equilibrio de un gas ideal, en el caso de la reacción del gas de agua. Con base en esta sola consideración termodinámica, se debería formar co2 del co cuando la temperatura cae, según los gases abandonan la zona caliente de combustión. Si está presente suficiente oxígeno, la magnitud de Kp a 298°K indica conversión casi completa a C0 2 • No obstante, la cinética de la reacción conduce a una conclusión muy diferente. Considérese que las reacciones elementales (6.49) y (6.51) constituyen las etapas esenciales de la reacción del gas de agua (a pesar de que el esquema total es mucho más complejo (18)). Luego se puede presentar una simple explicación cinética para los niveles de equilibrio delCO en los gases de escape ( 19). La reacción progresiva (6.49) es muy rápida y la constante de tasa es razonablemente independiente de la temperatura. La reacción progresiva ( 6.51) es también rá-

·11

N

ii.: ~~ ~

,,,,,d·~' 141 '~-~.

(6.50)

Sin embargo, esta etapa es relativamente lenta, y probablemente no es demasiado importante. No obstante, la exclusión de la reacción (6.50) tiene una importante ramificación. En las flamas pobres, siempre está presente un exceso de oxígeno. Por tanto, es desconcertante que se encuentren cantidades apreciables de CO en los gases enfriados. Pero ante la evidencia de la cinética elemental, parece ser que la oxidación directa no es la ruta preferida, a pesar del exceso de 0 • Antes 2 bien, domina la reacción (6.49). Si éste es verdaderamente el mecanismo, entonces la concentración de OH en diversas regiones del proce-

Tabla 6.6 Constantes de equilibrio para la reacción del gas en agua.

CO + H 2 0~C02 + H 2

K = (Pco.HPH 2 )=[COz)[H 2 ] P

(Pco)(PH 2 o) =[CO][HzOJ

T(°K)

T(°F)

298 500 1000 1500 2000 2500

440 1340 2240 3140 4040

77

FUENTE: Calculada de las tablas termoquímic2s de laJ AN AF

Uoint Army

Kp 1.04 X 10 5 1.38 X 10 2 1.44 0.39 0.22 0.16 Navy A ir Force).

if

'1

394

CONTROL Gl~NERAL DE GASES Y VAPORES

pida a altas temperaturas. Alrededor de 1 ,500°K, las constantes de tasa progresiva para las dos reacciones son comparables. Sin embargo, la reacción ( 6.51) tiene una alta energía de activación ( alrede. dor de 85 kj). Por tanto su constante de tasa cae rápidamente con una disminución de la temperatura. A 1 ,000°K, la constante es alrededor de la trigésima parte del valor a 1 ,500°K, y a 800°K, la constante es aproximau.1mente la tricentésima parte del valor a 1 ,500°K. Por tanto, la reacción H + HzO

~

OH + Hz

es ineficaz para producir especies de OH a una tasa razonable según baja la temperatura del gas. Con una disminución en la producción de OH, la conversión del CO por la reacción CO + OH

~

COz + H

se reducirá notablemente. Podría sugerirse que la reacción H +

0 2 ~0H

395

CONTROL DF LA EMISION DEL MONOXIDO DE CARBONO

bustible y el aire en la zona de reacción, de manera que las regiones de dicha zona se comportan como ricas en combustible, a pesar de que la mezcla global sea pobre; o 2) el COse puede originar en regiones a alta temperatura de la zona de combustión, donde el equilibrio químico impone que deberá ocurrir la disociación del C0 2 con CO. En la tabla 6. 7 se tabula la constante Kp de equilibrio de un gas ideal para la oxidación del co a co2' como una función de la temperatura. Para las temperaturas mayores de 2,000°K, los valores relativamente pequeños de Kp indican que ya no es despreciable la disociación del C0 2 • Por tanto, los efectos del cociente de combustible a aire, el grado de mezcla y la temperatura pueden llevar a una formación significativa de CO en la parte caliente de la zona de combustión. Ejemplo 6.6. Estímese el número de moles de monóxido de carbouu en equilibrio en una mezcla de gas ideal a 2,000°K, si la composición de la mezcla inicial es ele 1.00 mol de CO, 0.55 mol de 0 2 , y 2.05 moles del inerte N 2 , a 1 atm.

+O

Solución una energía de activación razonablemente alta. Por tanto, su constante de tasa cae también rápidamente según se baja la temperatura. El mecanismo de reacción elemental comentado es provisional. Se requerirán más trabajos de una naturaleza teórica y experimental antes de que quede bi~n establecido un modelo completo del sistema CO-C0 2 • Sin embargo, este modelo simplificado aclara que los esludios de la cinética permiten obtener introspección y explicación de los fenómenos observados, cuando menos cualitativamente. Según se mejore el modelo, la cinética podrá suministrar mayor información cuantitativa que permitirá pronosticar los efectos de los cambios en el proceso.

... , '

'~~ lj~

es otra posible fuente de OH. Esta reacción elemental también tiene

Cun base en la ecuación y los datos de la tabla 6. 7, se puede escribir KP = 766 =

..

1

,

'·'~ :J'

Pco 12 Pco(Po/ 2

...... ,

Pero la presión componente o parcial de la presión, Pi• de cualquier especie en la mezcla es igual a (nJnT )p, donde Pes la presión total y nT es el número total de moles presentes, incluyendo los gases inertes. Por tanto, la ecuación anterior se puede escribir como

Tabla 6. 7 Constantes de equilibrio para el proceso de oxidación del CO al C0 2

6.11

CONTROL DE LA EMISION DEL MONOXIDO DE CARBONO

El monóxido de carbono se forma como un producto intermedio de la reacción química entre combustibles carbonados y el oxígeno. Cuando se provee una cantidad insuficiente de oxígeno (como en las mezclas ricas), tiene que producirse CO como un producto final de la combustión. En las mezclas pobres, se produce CO por alguna de estas dos razones específicas: 1) puede haber una mezcla defectuosa del com-

CO + kÜz :;:=COz

KP

=

Pco 2 Pco(Po/1 2

T(°K)

T(°F)

298

77 440 1340 2240

500 1000 1500 2000 2500

3140 4040

FUENTE: Calculada de las tablas Lcrmoqu í micas de la JAN A F.

KP 1.2 X 1.1 X 1.7 X 2.1 X 766 28

10 45 10 25 10 10 105

·~

'¡l·i·

396 CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES !NCINERACIUN U COMBUSTION AUXILIAR

KP

= 766 =

( .!___) -112

"co. "co( "o.)

112

"r

Las cuatro incógnitas en esta expresión están relacionadas como sigue. Como es necesario conservar los átomos de carbono y oxígeno, "co + "co. = "co, inicial = 1.00 "co + 2nco. + 2no, = "o. ·micial

= 2.10

Además, "r = "co + "co 2 +"o.+ 2.05 Si estas tres últimas ecuaciones se sustituyen en la expresión de Kp, en términos de neo, se encuentra que 766

= (1 -a)(3.10+0.5a) 112 a(0.05 + 0.5a)I/2

donde el símbolo a representa a neo. La solución de esta ecuación conduce a los resultados siguientes: "co = 0.0097 moles "co 2

=

0.9903 moles

n0 •

=

0.0549 moles

Por tanto, se observa que, a la temperatura y presión especificadas, la mayor parte de la cantidad inicial de co reacciona para formar co2 cuando rige el equilibrio. No obstante, a más altas temperaturas, la cantidad de monóxido de carbono presente, aumenta de manera significativa. Como se indicó en la sección anterior sobre la cinética de la formación del monóxido de carbono, el camino preferido para la oxidación de co a co2 es por medio de la reacción elemental con el radical hidroxilo, como se da por la reacción (6.49). :'-Jo importa cuáles sean las razones de su formación, la remoción del contaminante CO depende de la presencia del OH en la mezcla reactiva. Por tanto, el amortiguamiento térmico del proceso de combustión conduce usualmente a un nivel de superequilibrio del CO en los gases de escape. La remoción

397

oosterior a niveles acordes con las normas de la calidad del aire ambiental requiere la dilución e interacción adicional con el ambiente atmosférico. El monóxido de carbono, a diferencia de otros importantes contaminantes gaseosos, no se presta para las técnicas clt> remoción para los gases de escape. Un método más productivo es el control de su formación. Este método no es nada simple debido a que se debe reducir simultáneamente la reducción delCO y el NOx. Lamentablemente, las estrategias de control de cada uno de estos gases están básicamente en conflicto. Por tanto, cada tipo importante de equipo de combustión se deberá analizar en términos de éstos y otros contaminantes, según sus propios méritos. Por esta razón, los problemas de contaminación se comentan desde varias fuentes, como los motores de combustión interna y las turbinas de gas, pero por separado. El método más práctico de reducir la emisión de CO de fuentes estacionarias de combustión consiste en el diseño, instalación, operación y mantenimiento adecuados, del equipo de combustión. En las industrias de procesamiento, existe cierto número de procesos que no son de combustión en donde se produce monóxido de carbono en gr.mdes cantidades. La refinación del acero y del petróleo son dos ejemplos de industrias donde el monóxido de carbono procedente de diversos procesos se recoge y se quema en hornos o calderas de calor residual. De aquí resulta que el monóxido de carbono se convierte en una fuente económica suplementaria de calor para la planta. En algunos casos, la concentración del CO será baja, pero la cantidad total de gas producido puede ser tan grande que se libera una considerable cantidad de CO. A esas bajas concentraciones de CO, puede que el ¡¡;as no soporte directamente una flama, especialmente cuando la temperatura inicial de gas sea también baja. En estos casos, puede que sea necesaria la oxidación catalítica en un quemador auxiliar (véase sección 6-12). El monóxido de carbono se puede remover selectivamente de otros gases, por lavado con soluciones específicas, como por ejemplo el formato de cobre y amoniaco.

6.12

INCINERACION O COMBUSTION AUXILIAR

La incineración o combustión auxiliar es un proceso de combustión que se utiliza para remover contaminantes combustibles del aire (gases, vapores u olores). Se usa frecuentemente en situaciones donde el gasto volumétrico del gas residual de un proceso es grande, pero el nivel de gas contaminante es pequeño. La incineración de residuos gaseosos indeseables es un método satisfactorio de control de contaminantes, desde diversos aspectos.

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!i fi'

l CONTROL

398

Gl~NERAL

bles o son cambiados químicamente a sustancias menos olorosas cuando se calienta suficientemente en la presencia del oxígeno. Entre los contaminantes olorosos del aire, destruidos por la incineración, se incluyen los mercaptanos, los gases del cianuro, y del ácido sulfuídrico. 2. Los aerosoles orgánicos que causan plumas visibles se destruyen eficazmente por la combustión auxiliar. Los tostadores de ca. fé, las casas para el ahumado de carne, y las estufas de horneado de los esmaltes, emiten tales aerosoles. 3. Ciertos gases y vapores orgánicos, si se descargan en la atmósfera, intervienen en reacciones de neblumo. La combustión auxiliar con flama destruye eficazmente dichos materiales. 4. Algunas industrias, como las refinerías, producen grandes cantidades de gases residuales altamente combustibles y materiales orgánicos que serían de otra manera peligrosos. Por lo gener.al el método más seguro de control del efluente es mediante la combustión en chimeneas de flama, u hornos especialmente diseñados. La necesidad de quemadores auxiliares en muchos procesos industriales se ejemplifica por los datos de la tabla 6.8 (20). Se observa que la evaporación de solventes es usualmente la principal fuente de emisiones de hidrocarburos de fuentes estacionarias, y que se puede esperar que el total pueda aumentar en el futuro. Como las emisiones de fuentes móviles están hoy bajo estricto control gubernamental, la evaporación de solventes pudiera haber sido un principal contribuidor a las emisiones totales de hidrocarburos, si las fuentes contaminantes hubieran permanecido sustancialmente sin controlar. Como ciertos hiTabla 6.8 Estimación de las emisiones de hidrocarburos procedentes de fuentes móviles y estacionarias en Estados Unidos (en millones de libras).

Evaporación de solventes Eliminación de residuos sólidos Incineración agrícola Refinerías Venta de gasolina Fabricación del negro de humo Otras Total de fuentes estacionarias Fuentes móviles

'\

DE GASES Y V APURES

l. Casi todos los contaminantes altamente olorosos son combusti-

Fuentes estacionarias

399

JNCINERACION O COMBUSTJON AUXILIAR

1968

1970

1980

13,400 3,430 3,400 2,940 1,710 1,570 2,100 28,500 38,300

14,500 3,510 3,400 3,340 1,850 1,450 2,200 30,250 35,200

22,100 880 3,400 4,300 2,470 1,390 2,790 37,330 11,900

FUENTE: T. Phillips y R. W. Rolke, Am. Inst. Chem. Engineers Symposium Series No. 137 70, 1974.

drocarburos reactivos tienen un importante papel en la formación fotoquímica del neblumo, es necesario que se empleen técnicas para el control de hidrocarburos en la mayoría de las fuentes estacionarias, y que dichas técnicas se optimicen en términos de la reducción de emisiones. Probablemente el código más estricto para la contaminación del aire en Estados Unidos ha sido el Reglamento 66 del Condado de Los Angeles (revisado hoy como el Reglamento 442). El Reglamento 66 requería una instalación para eliminar por incineración 90 por ciento del material carbonado, de acuerdo con la fórmula HCentr- [HCsal +(COsa!- COentr)]

~

0.90

HCentr

Nótese que la fórmula incluye concentraciones de monóxido de carbono así como de hidrocarburos. Como la norma de calidad del aire ambiente existe hoy en día para el monóxido de carbono, la inclusión del CO en el código de normas de emisión de muchas otras localidades puede que sea necesaria. Las ventajas de la combustión auxiliar son múltiples. Incluyen 1) destrucción esencialmente completa de todos los contaminantes combustibles, cuando el equipo esté diseñado y operado de manera adecuada, 2) posibilidad de adaptar el equipo a cambios moderados en el gasto y concentración del efluente, 3) una eficiencia de control que sea relativamente insensible al contaminante gaseoso específico, 4) ausencia de deterioro en el funcionamiento (de una unidad de tipo término), y 5) posibilidad de recuperación económica del calor residual. Entre las desventajas frecuentemente citadas se tienen 1) costos de inversión y operación razonablemente altos, 2) la necesidad proveer en algunos casos equipos de colección y conducción, lo que añade significativamente al costo, y 3) la posibilidad de introducir problemas especiales de contaminación cuando estén presentes en el hidrocarburo otros átomos diferentes de C, H y 0., Como ejemplo de este último problema se tienen los compuestos que contienen cloro, nitrógeno y azufre. En estos casos, los productos de la incineración podrán requerir tratamiento adicional, como por ejemplo el lavado, y podrán presentarse problemas de corrosión. Además, el tipo catalítico de quemador auxiliar puede producir compuestos que envenenen el lecho catalizador, o que causen el bloqueo del quemador. En los quemadores auxiliares térmicos y catalíticos, es necesario suministrar combustible adicional a fin de alcanzar el nivel deseado de temperatura para la oxidación de los contaminantes del gas residual. Las perturbaciones comunes y posiblemente persistentes pueden ser un oLstáculo para

l 1

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,

1

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,

J

400

CONTROL GENERAL DE GASES Y V

obtener, cuando se requiera, un suministro suficiente de comuu!:hhl' gaseoso suplementario. Es necesario conocer diversos factores para poder diseñar un ceso de incineración para los contaminantes gaseosos. Se incluyen composición química de los contaminantes y su nivel de e ción, la temperatura del gas residual a la entrada, el gasto volum del gas residual por manipular, y los niveles permisibles de para los contaminantes. Con la ayuda de esta información se escoger una técnica adecuada de incineración. Los tres tipos b
Solución a) La eficiencia de conversión basada en los hidrocarburos solamente . HCentr- HCsal (100) eficiencia = HCentr

1450- 105 (100) = 92.8 por ciento

b) Con base en el Reglamento 66,

eficiencia =

HCentr- [HCsal + (COsa) - COentr ) ] ( 00) 1 HCentr 1450- [ 105 + (280- 90) J (100) = 79.7 por ciento 1450

1

¡l

L

Con base en los hidrocarburos splamente, el gas residual del quemador auxiliar cumpliría los requerimientos del 90 por ciento de reducción. No obstante, la combustión de los hidrocarburos lleva ala formacion de CO. Este quemador auxiliar determinado no está diseñado de manera

KACíON O COMBUSTION AUXILIAR

401

l

!

~

para mantener los niveles combinados de CO y HC lo sufíente bajos para cumplir la norma de emisión. Incineración nor flama directa diseño de los quemadores auxiliares de flama directa para la inciDración de gases y vapores combustibles, requiere el conocimiento de límites explosivos o de flamabilidad tanto de los materiales residuales como del gas combustible en las mezclas con el aire. Dichos conocimientos demostrarán si es posible que un gas residual dado podrá mantener la combustión sin tener que recurrir al enriquecimiento adicional de combustibles. Se deberá observar que una mezcla de material combustible con el aire es explosiva dentro de ciertos límites. La reacción es más violenta cuando la mezcla es ligeramente rica en combustible. Según la mezcla se haga más pobre o más rica que esta mezcla muy explosiva, la tasa de combustión disminuye. Las concentraciones de combustible en el lado rico y pobre de la mezcla, más allá de las cuales no se propagará la flama se conocen como los límites de flamabilidad baja y alta. Como una regla aproximada, una mezcla estequiométrica (químicamente balanceada) de hidrocarburos y aire tiene un calor de combustión de cerca de 100 Btu/pie 3 (std) (3725 kJfm 3 ). El límite de flamabilidad inferior equivale aproximadamente a la mitad de este valor. Por razones de seguridad, cuando se transporten industrialmente gases, la concentración de los combustibles deberá estar por debajo del límite inferior de flamabilidad. Por lo general se recomienda que la corriente de gas tenga un valor calórico no mayor de 10 a 15 Btu/pie 3 (s) (370 a 550 kJ/m 3 ). La mayoría de los reglamentos de seguros, requiere que el gas residual transportado al incinerador esté 25 por ciento por debajo del límite de explosión inferior (L. E. l.). Si el gas se encendiera accidentalmente, el incremento de temperatura de la corriente del gas, no será entonces suficientemente alto para mantener la combustión. La incineración por flama directa, como lo implica el nombre, es un método por el cual los gases residuales se queman directamente en una combustión, con o sin la adición de combustible adicional, como el gas natural. En algunos casos, el gas residual mismo puede constituir una mezcla combustible sin que haya que añadir aire. En otras situaciones, aun después de la adición de aire la mezcla estará dentro de sus límites de flamabilidad. Si la mezcla queda fuera de su límite de flamabilidad inferior, la adición de una cantidad relativamente pequeña de combustible la llevará frecuentemente dentro del límite. En un quemador bien diseñado, será posible quemar exitosamente un gas residual con un valor calórico de alrededor de 85 a 90 Btu/pcs (3150 a 3350 kj/ m 3 ) sin tener que recurrir a un combustible auxiliar. Aun este reque-

l

402 CONTROL Gl· NI·:RAL DE GASLS Y VAPORES

timiento se puede evitar precalentando la corriente de gas algunos cientos de grados, ya que el límite de flamabilidad inferior disminuye con el aumento de la temperatura. En cualquier caso, la incineración por llama directa se deberá usar sólo en aquellas situaciones en las que los combustibles en el gas residual contribuyen con una porción significativa de la energía total requerida para la combustión. Esta contribución debera ser, por razones económicas, mayor del 50 por ciento del valor calórico total requerido. Esta restricción resulta aún más importante en vista de las demandas mundiales de gas natural y aceites com. bustibles. El U. S. Bureau of Mines Bulletin 503 (1952) presenta datos sobre los límites de combustión de muchas sustancias importantes industrialmente. En la tabla 6. 9 se presentan ejemplos de dichos datos. Los límites de combustión de otros gases y vapores aparecen en otros lugares de la literatura (21, 22). Uno de los problemas que se presentan en la incineración por flama directa, es que son posibles temperaturas de la flama en el intervalo de los 2500° F. Esto da por resultado la formación de óxidos de nitrógeno cuando esté disponible un suficiente exceso de aire, y se mantenga un tiempo suficiente la alta temperatura del gas. De esta manera, el proceso de combustión podría sustituir simplemente un tipo de contaminante por otro. La formación de óxidos de nitrógeno en los procesos de combustión se comenta en detalle en el capítulo 8. La antorcha o mechero representa un ejemplo especial de la incineración por flama directa y que se utiliza en las plantas petroquímicas y las refinerías. Se trata sencillamente de una cámara de combustión abierta en su extremo, y dirigida por lo general, verticalmente hacia arriba. La antorcha se utiliza en primer lugar para combustibles gaseosos que no se pueden eliminar convenientemente por otros medios. Por lo general, requiere un piloto para asegurar la combustión continua. Dicha cámara de combustión se debe diseñar de manera tal que la flama mantenga a diversos gastos de gas, velocidades del viento y composi-

Tabla 6.9 Límites de la combustión de una selección de gases y vapores en mezclas con el aire (en por ciento en volumen)

Inferior Hidrógeno Acido sulfhídrico Monóxido de carbono Gas natural Gasolina E ter de etilo Etil mercaptano

4. 4.3 12.5

4.8 1.4 1.9

2.8

INCINFRACION O COMBUSTION AUXILIAR

6.12. B

Incineración térmica

Cuando la concentración de los contaminantes combustibles sea muy baja -tan baja que sólo suministraría una pequeña fracción del valor calórico requerido para mantener una flama directa- será necesario usar otros medios para convertir los combustibles. Uno de estos métodos es la incineración térmica, que se usa a menudo cuando el valor calórico del gas residual está dentro del intervalo de 1 a 20 Btu/pcs {40 a 7 50 k] fm 3 ). Porlo general, la corriente de gas residual se precalienta en un intercambiador de calor y luego por la zona de combustión de un quemador, provisto con combustible suplementario. De aquí resulta que los combustibles en la corriente de gas residual se llevan por encima de sus temperaturas de autoencendido y se queman con el oxígeno usualmente presente en la corriente contaminada. Si no se dispone normalmente de suficiente oxígeno, se añade al flujo de gas residual por medio de un soplador o un ventilador. La principal ventaja del proceso, que se muestra esquemáticamente en la figura 6.21, es que la incineración térmica se lleva a cabo característicamente con temperaturas dentro del intervalo de 1000 a 1500° F. Este intervalo de temperatura hace menos costoso el diseño de la cámara de combustión, y atenúa la posibilidad de una formación apreciable de los óxidos de nitrógeno.

75 45 74 48

18

l

ción de los combustibles. Uno de los problemas básicos que se pueden observar con las antorchas es la presencia del humo y del hollín. Sólo quemarán sin humo si la relación en peso entre el carbono fuera aproximadamente mayor de 1:3. Por ejemplo, una antorcha de metano (CH 4 ) con una relación de 1:3 entre el hidrógeno y el carbono se quema sin producir humo. Por otra parte, el acetileno {C 2 H 2 ) se quema produciendo hollín. Esta dificultad se puede obviar con la inyección de vapor de agua en la zona de la flama; dicha inyección incrementa eficazmente la turbulencia en la región ardiente, y proporciona un mejor contacto del oxígeno con el carbono y el combustible presentes en la zona. La inyección de vapor de agua reduce también la longitud de la flama, lo que ayuda a su estabilización con un viento violento.

Superior

13.5 7.6

403

-

--

........,._ .......... Gases purificados

---.. •

' - - - - - - - - 1 - - - - - - L - - . , . - - a la chimenea

Combustible

Gases contaminados de la combustión

Figura 6.21 Esquema de un incinerador térmico.

•'

~-

j

404

CONTROL GFNJ·:RAL 01: GASI·S Y VAPORES

Una extremadamente importante consideración en el diseño de los incineradores térmicos está representada por las "tres Tes" de la combustión, a saber, tiempo, temperatura y turbulencia. El tiempo de residencia en el incinerador deberá ser suficiente para permitir completa combustión del material combustible. Normalmente se encuentra dentro del intervalo de 0.2 a0.8 s, con 0.5 scomounapautarazonable. La turbulencia se refiere a la cantidad requerida de mezclado mecánico a fin de asegurar el completo contacto del oxígeno con el combustible, y de los contaminantes combustibles con los productos de combustión y el calor de la flama. Un mezclado completo es usualmente más importante en el control de los olores que en el control general de los hidrocarburos, debido a que el escape del compuesto odorífero en concentraciones de sólo unas pocas partes por billón, se pueden frecuentemente detectar. Se requerirá menos tiempo de residencia cuando ocurra un mezclado adecuado y se utilice una flama corta. Un aumento de una o las tres cantidades aumentará la posibilidad de una remoción razonablemente completa de los productos residuales combustibles. Una disminución en cualesquiera de los factores requerirá un aumento concomitante de uno o ambos de los factores restantes, a fin de mantener el mismo nivel de remoción del contaminante. Un aumento en la turbulencia, por el apropiado diseño del quemador y los duetos, es en general la alteración más fácil y barata de un sistema de combustión. Un aumento en la eficiencia de combustión a través de un aumento en el tiempo de residencia será apropiado solamente hasta un cierto grado, puesto que un tiempo más largo significa un mayor quemador auxiliar. Por tanto, los costos iniciales podrían aumentar apreciablemente. Las temperaturas altas sólo se pueden aumentar con el uso de más combustible suplementario, lo que a su vez aumenta el costo de operación. En un área de escasez o distribución desordenada de los combustibles, las temperaturas de operación se deben minimizar tanto cuanto sea posible. Las temperaturas de operación usadas en los quemadores auxiliares varían con la naturaleza de los contaminantes combustibles presentes en el gas efluente. Estos contaminantes pueden ser hidrocarburos en general, monóxido de carbono, olores, o una combinación de varios de ellos. Los requerimientos medios del promedio de las temperaturas para dichos contaminantes aparecen en la tabulación (23): Intervalo promedio de temperaturas (oF) (oK) Oxidación de los hidrocarburos 950-1400 Oxidación del monóxido de carbono 1250-1450 Control de los olores por la vía de la oxidación 900-1300

780-1030

950-1060 750-980

INCINFRACION O COMBUSTiON AUXILIAR

405

Estos intervalos se aplican a Jos quemadores del tipo de llama corta; para los quemadores del tipo de túnel, los intervalos específicos son frecuentemente 100° F más altos para el mismo proceso de oxidación. Se deberá observar que la oxidación del monóxido de carbono requiere temperaturas de varios cientos de grados Fahrenheit más altas que las de la oxidación de los hidrocarburos. Si los hidrocarburos son sólo parcialmente oxidados como resultado de un mezclado defectuoso u otros problemas ele diseño, se podrá formar considerable CO en el quemador auxiliar. Si la temperatura de diseño no es suficientemente alta para permitir una oxidación casi completa del monúxido de carbono, puede que sea necesario permitir un mayor tiempo de residencia, o si no, cambiar la temperatura de diseño. Los quemadores auxiliares que operan en el extremo inferior del intervalo preferido de la temperatura, muestran frecuentemente un creciente contenido de CO al pasar a través de la cámara de combustión (véase la secci(m 6.13.A y especialmente la figura 6.28 para un comentario adicional de este punto). Una oxidación pobre de los hidrocarburos puede llevar a la formación de productos de oxidación intermedios, como los aldehídos, que son en sí contaminantes indeseables, y otros gases altamente tóxicos. La temperatura mantenida en la sección de combustión de un quemador tiene un efecto significativo sobre el grado de oxidación de los hidrocarburos. Para un quemador auxiliar de diseño adecuado, la eficiencia de oxidación de los hidrocarburos cae usualmente dentro de los intervalos siguientes: Eficiencia (%)

75-85 85-90 90-100

..

•1 ~.

s··

l:

..

,

Intervalo de la temperatura promedio (o K) (oF) 1100-1200 11.'50- 1250 1200-1400

870-925

900-990 925-1025

Estos intervalos de temperatura sólo son provechosos como pautas (23) puesto que unos cuantos factores influyen decididamente sobre la eficiencia de oxidación. Entre estos factores se encuentran el tiempo ele residencia y el grado de mezclado, como era de esperarse, así como el tipo de hidrocarburos en la corriente de gas del efluente contaminado, la concentración de los hidrocarburos que se han de controlar, y el tipo de quemador. También se deberá tener en cuenta la exactitud ele la temperatura medida en el quemador auxiliar. La temperatura también afecta la eficiencia ele combustión del CO. Las mediciones experimentalcs indican que los si~ientes intervalos de temperatura para la oxidacirm del CO son ra1-onablemente válidos:

'1

406

CONTROL GI·:NERAL DI· GASI·:S Y V Al'URt·:s

Intervalo de temperaturas, quemador del tipo de flama corta

Intervalo de temperaturas, quemador del tipo ae túnel

Eficiencia (%)

(oF)

(o K)

(OF)

(o K)

75-90 90-99

1250-1350 1300-1450

990-1000 980-1060

1300-1400 1350-1500

980-1025 1000-1100

el tiempo de contacto deseado en el quemador auxiliar. Dichos cálculos requieren información sobre el valor calórico del combustible suministrado al quemador auxiliar. La tabla 6.11 presenta una lista de los valores calóricos inferiores de algunos combustibles comunes. En la literatura aparecen (6, 7) ejemplos ilustrativos de los cálculos para la incineración directa. El ejemplo 6.8 ilustra los cálculos requeridos empleando la tabla del aire que se encuentra en el apéndice. Ejemplo 6.8

También se observa que el cambio de la temperatura para un diseño dado de quemador auxiliar que altere la conversión delCO desde un valor moderadamente bajo (por ejemplo, 40 a 50 por ciento) hasta 95 por ciento, puede ser del orden de sólo 50° F. La tabla 6.1 O da una lista de los procesos en los cuales el con tenido de hidrocarburos se puede controlar exitosamente por la incineración térmica (24 ). La lista está incompleta, y se descubren continuamente nuevas aplicaciones de la incineración térmica al control de olores, hidrocarburos y el monóxido de carbono. Gastos de 300 a 30,000 pcs/min de gas efluente son corrientes en los quemadores auxiliares térmicos. Los tamaños más pequeños son inherentemente más costosos. Obviamente, los costos aumentan con el aumento en la temperatura de operación, ya que se requieren resistencia y peso adicionales. También, para un tiempo de residencia dado, el tamaño de la cámara de combustión está directamente a la temperatura absoluta en la zona de combustión, basándose en el comportamiento de un gas ideal. En general, los cálculos de combustión para los quemadores auxiliares se efectúan a fin de determinar la cantidad de combustible adicional requerida para obtener la temperatura deseada del gas de escape, el volumen de los gases de escape generados y, con base en este último valor, el tamaño de la cámara de combustión requerida para proveer Tabla 6.10 Usos de la oxidación térmica para el control de los hidrocarburos en los efluentes de gas. Curado de cinta adhesiva Hornos para balatas de frenos Tostadores de café Hornos de moldes metalúrgicos Chimeneas de hornos de cubilote Curado de fibra de vidrio Hornos litográficos Casas para ahumar carne Hornos para recubrir metales

407

INCINERACION O COMBUSTIUN AUXIL.IAR

Efluentes de empacadoras Estufas para hornear pinturas Hornos para curar plásticos Prensas de imprenta Desengrasado de solventes Secadores de tejidos Quemado de barniz Marmitas para el barniz Esmaltado de alambre

FUENTE: D. W. Waid, "Aflcrburncrs for Cont10l of Gascous Hydrocarbons allCI Odor. A m. lnst. Chem. Engineers Symposium Se1·ies No. 13 7 70, 1974.

Se debe diseñar un quemador auxiliar de forma circular y que consuma gas natural, para incinerar los contaminantes descargados de una casa para el ahumado de carnes, y así eliminar emisiones visibles y olores. El gasto máximo de descarga de la casa de ahumado es de 1200 pcsfmin de gas a 180° F. (Nótese que el gasto volumétrico a 180° F ha sido corregido a las condiciones normales de 60° F y 1 atm ). Supúngase que el gas contaminado tiene aproximadamente las propiedades del aire; no se le asigna ningún valor calórico a los contaminantes, debido a su baja concentración, y una temperatura de 1200° F eliminará los olores. El gas natural suministrado al incinerador tiene 90 por ciento de metano y 10 por ciento de etano en volumen, con un valor calórico inferior de 980 Btu/pie 3 . El combustible se suministrará con 20 por ciento de exceso de aire, entrando el combustible a 60° F y el aire de combustión a 70° F. Supémgase también que 10 por ciento de la energía liberada por la combustión del combustible aparece como una pérdida de calor a los alrededores. Determínense a) los gastos de masa y los gastos volumétricos de aire de combustión y el combustible, b) el diámetro en pies de la garganta o quemador requeridos, e) el diámetro de la cámara mayor en pies y d) el tiempo de residencia en la cámara mayor, en segundos.

'

i.

~~~ .¡1

11i

,JI

Solución a) Refiérase a la figura 6.22. Un balance de energla alrededor de todo el incinerador tiene la forma

Q+ m¡t:.hc =

me(h¡zoo- hfj()t- mJhl80- hoot- ma(h7o- hoo)a

Tabla. 6.11 Los valores calóricos inferiores de algunos combustibles comunes, D.hcCombustible (fase) :\1etano (g) Ltano (g) Propano (g)

I·órmula

CH 4

C2H6 C3H8 l':unóxid~ de carbono (g) CO

D.hc (kJ/kg-mol)

D.hc (Btu/Ib•mol)

802,340

345,200

1,427,900 2,044,000 283,000

617,000 883,000 121,800

¡

r

408

CONTROL GENt·:RAL DF GASJ:s Y VAPORFS

33.4 pcsm de combustible 246 pcsm de aire

409

INC'INERACION O COMI3USTION AUXILIAR

densidad del gas natural (que tiene una masa molar de 1 7.4) se encuentra con la ecuación de los gases ideales.

1200 pcsm de gases de la combustión

p 'f

= _!_ = 14.7 520

RT

X

17.4 _ . 3 10.73 - 0.0458lbjpie

78.1 pieJ /seg de productos 2.23 pies

Por tanto, el valor calórico inferior se convierte en

2.88 pies

!lhc = (980 Btu/pie 3) X (pie 3/0.0458lb) = 21,400 Btu/lb

- - - - 5. 76 pies

1

Además, el gasto volumétrico del gas residual se ha de convertir a una base de masa. La densidad del aire a 60° F y 1 atm es

Figura 6.22 Esquema del diseño de un incinerador auxiliar para el ejemplo 6.6.

Pair -

¡

~.

~

" ,..:

.

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donde D. he es el valor calórico inferior del combustible y Qes la tasa de pérdida de calor. Los subíndices e, w y a representan las corrientes de gas de escape, el gas residual a la entrada y el aire a la salida, respectivamente. Como la concentración del contaminante en el gas residual es en este caso muy pequeña, se supondrá que el gas de escape tiene también las propiedades del aire. De una continuidad de bajas consideraciones,

14.7

p RT

= 520

X

29 10.73 = 0.0764 lbjpie3

El gasto de masa del gas contaminado (residual) es entonces

mw =

1200 pie 3jmin

X

3

0.0764lb/ pie = 91.7lbjmin

Utilizando las tres relaciones básicas y los datos de entalpía de la tabla de aire en el apéndice se encuentra que

~.

il

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me

1 ••

=

0.9( 1:.;8 )(21,400)

mw + ma + m¡

= ( 91.7

,,.;~,~'

~í

+ ma + 1:.;8 )(411.8- 124.3)

l:

-- 91.7(153.1- 124.3) - ma(I26.7- 124.3) En las dos ecuaciones precedentes, se tienen tres incógnitas, a saber, y La tercera ecuaci(m requerida relaciona la masa de aire requerida por masa unitaria del combustible. Teóricamente, 1 mol de metano requiere 9.52 moles de aire para la completa combustión, y 1 mol de etano requiere 16.66 moles de aire. Por tanto, para combustión estequiométrica,

ma, m¡ me.

Por tanto, rila

23,719 1259.5

=--

18.8lb/min

y

ma m¡

=

0.9(9.52) + 0.1(16.66)

10.23

ril¡ =

rile =

Para 20 por ciento de exceso de aire,

18.8 _ = 1.53 lb1min 12 28 91.7 + 18.8 + 1.53 = 112.0 lb/min

Además, ma1.2(10.23) m¡

12.28

Antes de resolver simultáneamente las tres relaciones básicas, habrá que convertir el valor calórico inferior dado a una base de masa. La

gasto Yolumétrico del combustible

1.53 0.0458

=

33 .4 pic 3 fmin

gasto \·olumétrico del aire

18.8 0.0764

=

246 pic /min

3

'•.

410

CONTROL GLNFRAL OL GASLS Y VAPORES

b) La velocidad del gas en la garganta del quemador auxiliar varía típicamente desde 15 a 30 pies/s para así promover el mezclado de los productos de la combustión y de los gases contaminados. Se supondrá una velocidad de 20 pies/s en este diseño. Se requiere un gasto volumétrico total para poder determinar el diámetro en la garganta. A 1200° F, la densidad del aire es p

= _!_ = 14.7 X~ _ . 3 RT 1660 10. 73 - 0.0239 lbjp 1e

Conexión a la entrada de los gases de la com· . . . ._______ bustión ~ 1

Recorrido del flujo de entrada de los gases de la combustión r

1L

,----

L_.J

Conexión de gas

gasto volumétrico del gas de escape= (112lb/min)/ (0.0239 lbjpie 3 /min

f ______ _ 1

Conjunto de piloto removlble

= 4690

______

1

Persianas ajustables de control

Cámara de incineración

Luego, el gasto volumétrico del gas de escape a la salida de la garganta será

pie 3

4ll

INCINl·:RACION O COMI3USTION AUXILIAR

)

1 1 1 1

L---------Pieno de entrada

3

78.1 pie /s

Ahora es posible evaluar el diámetro en la garganta.

,-l 1

L ____ _

-----~

L-------

Cámara de ignición revestida de material refractario

Figura 6.23 Quemador de chorros múltiples para un incinerador auxiliar por flama directa.

f/2

diáme !ro de la gargan la= [ 4(volumétrico 77 ( velocidad) J

= [ 4 (78 .1) ] 112_ 2 . - ·23 p1e 77 (20)

e) El diámetro de la cámara de combusti(m se determina por la provisión de un tiempo de residencia adecuado con buenos niveles de turbulencia. Si se supone una velocidad de 12 piesfs en la cámara y una temperatura constante de 1200° F, se tiene ., d 1 ' [ 4(78.1) d Jametro e a camara = 77(12)

]1/2 = 2.88 p1e.

d) Si se usa una relación de longitud a diámetro de 2 para la cámara mayor de combustión, se tiene longitud de la cámara= 2(2.88) = 5.76 pie . d 'd . 5.76pie l1empo e res1 eneJa= - - - = 0.48 s 12piejs Este tiempo de residencia deberá ser suficiente.

Se debe hacer notar que el diseño anterior representa sólo una de las muchas configuraciones. Por ejemplo, se podría utilizar una parte del gas contaminado para proporcionar el aire teórico de combustión, como se muestra en la figura 6.23. Con esta disposición será posible realizar una reducción en el flujo requerido del gas combustible. Un diseño detallado de los quemadores y cámaras de gas del tipo de múltiples lumbreras usualmente lo proporcionan los fabricantes de equipos de quemadores auxiliares. Las referencias 6 y 7 ofrecen ilustraciones de varias instalaciones diferentes. 6.12.C

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1:

Incineración catalítica

Se habrá observado que la incineración térmica se utiliza con preferencia a la incineraci[m por flama directa cuando los materiales combustibles en un gas residual tienen una concentración muy baja. El quemador auxiliar catalítico en un método que compite, en esta situación, con el quemador auxiliar término. Un catalizador acelera la tasa de una reacción química sin que él experimente un cambio químico. Por tanto, los tiempos de residencia requeridos para las unidades catalíticas son mucho menores que los requeridos para las unidades térmicas. En lugar de los tiempos de residencia o detención de 0.3 a 0.9 s, típicos de las unidades térmicas, los requerimientos de tiempo para la acciím ca-

1

1 1 '

11

1

412

CONTROL GENl·RAL DI GASLS Y VAPORES

talítica son del orden de unas pocas centésimas de segundo. Los quemadores auxiliares térmicos pueden requerir de 20 a 50 veces el tiempo de residencia que requiere una unidad catalítica. De hecho, para una unidad catalítica se habla de la "velocidad espacial" en lugar del tiempo de residencia. La velocidad espacial se define como los pies cúbicos normales por hora de flujo de gas divididos por el volumen, en pies cúbicos, del catalizador. La otra ventaja marcada de las unidades catalíticas para su uso en un proceso de incineración consiste en que se baja la temperatura de ignición. En realidad, esto es un efecto energético. Un catalizador reduce los requerimientos de energía del proceso de oxidación que ocurre en una instalación ca tal í tic a, opuesto a la situación necesaria para una reacción homogénea en la fase gaseosa. Por tanto, no hay que calentar la corriente de gas residual a una temperatura tan alta como en la incineración térmica. Si se hacen pasar los gases residuales a través del lecho del catalizador se puede reducir hasta en 500° F, la temperatura necesaria para la reacción exotérmica con el oxígeno de los gases y vapores orgánicos, si se le compara con la incineración térmica. La mayoría de los gases residuales que contienen contaminantes combustibles, procedentes de procesos industriales, están a una temperatura bastante baja. Por tanto, se utiliza algún tipo de quemador de precalentamiento para llevar el gas residual hasta la temperatura en la que el catalizador será efectivo. Son típicas las temperaturas de 600oa 1000° F (590°a 810° K). Este intervalo de temperatura es inferior a la temperatura de autoigniciém para la incineración térmica, de manera que los combustibles en el gas residual se calientan. Las reacciones de combustión ocurren en la superficie del catalizador. :\o se observa ninguna estructura directa de la f1ama, pero la superficie del catalizador estará incandescente. La eficiencia de la combustión catalítica es del orden del 93 al 98 por ciento, de modo que los gases efluentes de la conversión cata! í tic a estarán constituidos principalmente por dióxido de carbono, vapor de agua y nitrógeno. En la figura 6.24 se muestra un esquema de un quemador auxiliar catalítico. El soplador que se muestra en esta configuración tendrá que ser capaz de manejar las temperaturas moderadas debidas al quemador de precalentamiento. A estas bajas temperaturas, la formación de óxidos de nitrógeno no representará un serio problema, a pesar de que el tiempo de residencia es razonablemente largo. :O.Iuchas sustancias tienen propiedades catalíticas, pero sólo pocas son las que se usan en el tratamiento de los gases residuales. Para que pueda ser provechosa en el control de la contaminación del aire, la sustancia debe ser rclati\ amente barata, de larga duración, capaz de funcionar a la temperatura requerida y susceptible de ser conformado en una \ ariedad de perfiles. Se han preparado con éxito lechos cata! í-

413

JNClNERAC'lON O COMBUSTlON AUXILIAR

Elementos d e l - - - - catalizador

-Entrada del humo de estufa o del horno

Quemador de precalentamlento Soplador

Figura 6.24 Diseño de un incinerador auxiliar catalítico.

ticos conformados como cintas, barras, cuentas y bolitas, y otros perfiles. No importa cuál sea la configuración específica del lecho, debe proveer el área requerida de superficie ca tal Í tic a, y mantener una densidad uniforme a temperaturas altas, a fin de impedir la canalización y el corto circuito de la corriente gaseosa. La matriz catalítica debe también permitir una caída de presión moderadamente baja e integridad y durabilidad estructurales. La práctica común requiere una su2 3 perficie catalítica de aproximadamente 0.2 pie fpie (s)fmin de gases residuales. Algunos materiales de difícil combustión pueden requerir O. 5 pie 2 fpie 3 (s )fmin. Como otra base para el diseño, una conversión de 85 a 95 por ciento de contaminantes, requiere por lo general de 0.5 a 2.0 pie 3 de catalizador para cada 10 6 pie 3 (s)fmin de gas residual. Metales nobles como el platino y el paladio se utilizan frecuentemente, dispersados en un soporte de catalizador, 'Como la alúmina. Los hidrocarburos de peso molecular alto se oxidan con mayor facilidad que los de un peso molecular bajo. La reactividad catalítica varía también con la estructura molecular, en el orden que se indica a continuación: aromáticas < parafinas ramificadas < parafinas lineales < olefínicas < acetilénicas. La oxidación catalítica de los contamiüantcs gaseosos es interesante debido a que ofrece un consumo más bajo del combustible suplementario que el de la incineración auxiliar térmica. Qué tan baja será depende de la naturaleza del contaminante gaseoso que se encuentra en la corriente de gas residual. Los intervalos de temperatura

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•

414

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

requeridos para los tres gases residuales industriales más comunes, se muestran en la tabulación (25 ).

Contaminante industrial

Intervalo de temperaturas catal{ticas (of<') (o K)

Solventes Grasas vegetales y animales Descargas de los procesos químicos

500-850 500-700 400-750

530-730 530-640 480-670

Entre los solventes se incluyen el toluol, el metil etil cetona, el xilol, alcoholes y otros. Como ejemplos típicos de contaminantes procedentes de procesos químicos, están el monóxido de carbono, el etileno, el óxido de etileno y el propileno. La incineración catalítica de los vapores tiene uso generalizado en los procesos que incluyen las estufas de secado de pinturas y esmaltes, marmitas de barnices, insuflación del asfalto y manufactura del anhídrido ftálico. La caída de presión a través de un incinerador catalítico es usualmente muy baja, del orden de varias décimas de pulgada de agua. Por tanto, los costos de operación son normalmente bajos, con la excepción del costo de mantenimiento del catalizador. El costo de mantenimiento del catalizador depende de la naturaleza de los vapores. En algunos casos, se deberán eliminar del gas residual las partículas en suspensión antes de que entre al incinerador. La deposición de partículas sobre la superficie del lecho del catalizador disminuye el área disponible de la superficie para la acción catalítica. Esto baja la eficacia del lecho así como acorta su vida útil. La vida de operación normal de un catalizador sin problemas de deposición de partículas podrá ser de 3 a 5 años. Otro problema asociado con la incineración catalítica es el envenenamiento del lecho por contaminantes específicos presentes en el gas residual. Materiales como el hierro, plomo, silicio y fósforo acortan la vida útil de muchos catalizadores. Los compuestos de azufre restringen la eficacia de algunos catalizadores. El envenenamiento del catalizador es un problema importante en la búsqueda de un catalizador eficaz para emisiones de fuentes móviles. El uso de unidades catalíticas se considera en el capítulo 1 O. Finalmente, se deberá reconocer que la mayoría de los catalizadores tiene un límite superior en su intervalo de temperaturas de operación, siendo para muchos de ellos alrededor de 1500° a 1600° F (1100° K). Como resultado de ello, es aconsejable reducir el ascenso de la temperatura, según pasa a través del catalizador, entre 100° y 200° F. Si no se limita la temperatura, una oleada súbita del contaminante podría aumentar la temperatura del gas lo suficiente para que el catalizador se queme.

415

INCINFKACION O COMBUSTION AUXILIAR

6.12.D

Incineración auxiliar con recuperación

cualquiera que sea el método de incineración de los gases residuales o de los vapores que se usen, se deberá considerar un aspecto importante. Dependiendo de que se utilice la incineración catalítica, térmica o por t1ama directa, la temperatura de los gases que salen del incinerador puede variar de 700° a 2000° F, o más. Por tanto, una cantidad considerable de energía a una temperatura relativamente alta está asociada con la corriente de gas residual. Además, debido al proceso de incineración la corriente de gas contiene esencialmente sólo gases inertes, puesto que cualquier especie tóxica o corrosiva se eliminó en el proceso de combustión. Por tanto, está disponible una fuente de gas limpio de un alto grado de energía para utilizarla en otros procesos dentro de la planta. Como se indicó anteriormente, la temperatura del gas de la combustión en la incineración por flama directa está típicamente alrededor de 2500° F (1650° K). Este grado de energía alto es muy provechoso como fuente de calor para una caldera de vapor residual, especialmente si el gasto volumétrico del gas es razonablemente alto. Será necesario encontrar otros usos para los gases de la incineración térmica o catalítica, puesto que la temperatura en estos casos será considerablemente más baja (600° a 1500° F ó 600° a 1100° K). Uno de los usos más obvios y prácticos de la corriente de gas en este intervalo de temperatura es para precalentar el gas contaminado que entra en el incinerador. Mientras mayor sea el calentamiento del gas contaminado hacia su temperatura de autoignición o ignición catalítica, menor será la necesidad de combustible suplementario. El intercambiador de calor requerido para esta operación se conoce como un recuperador o un regenerador. En la figura 6.25 se muestra un esquema del proceso global. Una medida de la eficiencia de un recuperador es la efectividad del recuperador, definida como

Quemador

Gases contamin~dos de la combustión~

Sección del incinerador

Gas

D -

Recuperador

Figura 6.25 Incinerador térmico con recuperador.

purificado y frío

i

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CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

71eff

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417

CINETICA Y CATALISIS DE LA Rt·:ACCION EN LOS PROCESOS

416

=

TB- TA Te - TA

(6.53)

donde las posiciones de A, B, C y D están indicadas en la figura 6.25. Cualitativamente, ésta es la relación entre la elevación actual de la temperatura del gas impuro y la máxima elevación posible de la temperatura, basándose en la temperatura de incineración deseada. Una eficiencia de recuperación de cuando menos 0.6 a O. 7 (60 a 70 por ciento) resulta práctica. Se puede demostrar que esto equivale a una temperatura de precalentamiento TB que sea cuando menos el promedio entre la temperatura de incineración Te y la temperatura de salida Tv. Por tanto, podrá resultar un requerimiento de combustible suplementario de sólo de 15 a 35 por ciento del requerido sin recuperaCion. El uso de un recuperador para reducir los requerimientos de combustible, no .deja de tener su aspecto económico. La reducción de los costos de combustible se debe evaluar respecto a una inversión de capital apreciable. Como los coeficientes de transferencia de calor para un proceso que implique transferencia de calor de una fase gaseosa a otra fase también gaseosa, el intercambiador de calor tendrá que ser relativamente grande para acomodar la cantidad deseada de transferencia de calor. De hecho, el costo inicial del incinerador se puede casi duplicar por la adición de la recuperación. Sin embargo, como la corriente de gas limpio que sale del recuperador puede tener una temperatura razonablemente alta, se podrá usar como una fuente deprecalentamiento para otras operacinnes, como se muestra en la figura 6.26a. Por supuesto que no es necesario que los gases calientes que salen del incinerador se utilicen en un recuperador. La energía disponible se podría usar directamente, como se muestra en la figura 6.26b, para precalentar otras corrientes de gas o líquido en la misma planta.

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6.13.A

Algunas condiciones cinéticas experimentales de reacción para la inciner::~rión auxiliar

Como en cualquier proceso de oxidación, las "tres Tes" de la combustión -tiempo, temperatura y turbulencia (mezclado)- son extremadamente importantes para alcanzar el nivel deseado de reducción de hidrocarburos en los incineradores auxiliares. La cinética de la reacción determina el nivel de temperatura y tiempo de residencia nece-

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CINETICA Y CATALISIS DE LA REACCIONEN LOS PROCESOS DE COMBUSTION AUXILIAR

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418

CONTROL GENERAL DL GASI-:S Y V i\PORFS

sarios para la oxidación de contaminantes gaseosos antes que el gas residual se descargue al medio ambiente. A su vez, el tiempo de residencia y la temperatura influyen directamente en las dimensiones físicas requeridas del incinerador auxiliar y en el consumo necesario de combustible auxiliar, que son las dos variables de diseño más importantes para un incinerador auxiliar. Por tanto, los datos cinéticos para la oxidación de los hidrocarburos y el monóxido de carbono son un requisito de información para los propósitos de diseño. En la figura 6.27 (26) se muestran datos experimentales para la oxidación del tolueno, como una función de la temperatura y del tiempo para una cámara de reacción a escala de laboratorio (5 pulgadas de diámetro interior). Nótese que la ordenada de concentración es logarítmica. Es evidente la influencia de la temperatura en el proceso de oxidación. Para temperaturas mayores de 1450° F (1050° K) la oxida-

CINHICA Y CATALlSIS DI·: LA RFACCION I·:N LOS PROCESOS

419

ción escencialmente completa del tolueno ocurre en 0.1 O s (la temperatura para estos experimentos se midió a la salida de la cámara de reacción). Datos similares para el metano, hexano y ciclohexano indican las mismas tendencias para el mismo intervalo y temperatura. Todos los datos indican que sólo requieren cortos periodos a fin de obtener una reducción del hidrocarburo de 90 por ciento o mayor. Con base en los datos experimentales (26) de la figura 6. 27 y pruebas con otros hidrocarburos, se encontró que una ecuación de reacción de primer orden, es aplicable con respecto a la concentración del hidrocarburo. Las pruebas demostraron que la concentración de oxígeno era suficientemente alta para que el valor de 0 2 se pudiera considerar constante. Los datos se ajustan por una ecuación del tipo

_dlHCj =k[HC] =k [HC]exp(;:) 0

(6.54)

10,000 o e o

donde k 0 es la constante de tasa preexponencial y E es la energía de activación para la reacción. En la tabla 6.12 se presenta una lista devalores de k0 y E deducidos de los datos experimentales para la oxidación de cuatro hidrocarburos comunes y la del monóxido de carbono. Fue necesario ajustar los datos con un orden de 1.5 para la concentración del CO. Además, los datos experimentales del CO se ajustaron con dos series separadas de valores de k 0 y E, para temperaturas por debajo y por arriba de 1400° F (1030° K). Un interesa.•1te resultado de estos experimentos fue la dificultad para oxidar el CO, comparado con los hidrocarburos. En la figura 6.28 se muestra el perfil de concentración contra tiempo para el tolueno, a una temperatura de 1525° F ( 1100° K) . También se muestran los perfiles del CO y el C0 2 , los que indican la aparición y subsiguiente oxidación del CO durante el perÍodo de oxidación del tolueno. Aparentemente, el CO es más difícil de oxidar que

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Tabla 6.12 Datos de tasas experimentales para la reacción (6.54)

1:

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T= 1555°F

5t

...~ 1:

Sustancia

CD

"

Energz'a de activación E (k]jg.mol)

Constante de tasa, ko

1:

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u

L

o

0.02

0.04

0.06

0.08

0.1

0.12

Tiempo, segundos

Figura 6.27 Disminución del tolueno como una función del tiempo y la temperatura. (FUENTE: K. H. Hemsath y P. E. Susey.Am. lnst. Chem, EngineeringSy nposium Series No. 137 70, 1974.)

Tolueno Hexano Ciclohexano Gas natural Monóxido de carbono(> l400°K) Monóxido de carbono(< 1400UK)

245 220

199 206 167 418

6.56 X 10 13/s 4:51 X 10 12/s 5.13 X 10 12/s 1.65 X 10 12/s 2.5 X 10 8 /s/ppm0 ·5 -1020/ s/ppmo.s

I·UENTE: K. H. Hemsath y P. E. Susey. "Fume Incineration Kinetics and Its Application.." A m. Inst. Chem. Enginners Symposium Series No. 137 70, 1974.

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420

CONTROL GENERAL DE GASES Y VAPORES

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Tiempo de residencia, segundos

Figura 6.28 Concentraciones del Tolueno. CO-C0 2 durante la incineración a 1525°F. (FUENTE: K. H. Hemsath y P. E. Susey. Am. /nst. Chem. Engineers Symposium Series No. 137 70, 1974.)

los hidrocarburos en las mismas condiciones de temperatura y tiempo, puesto que los otros tres hidrocarburos mostraron un comportamiento similar al indicado en la figura 6.28. Puede que se requieran más altas temperaturas y un tiempo de residencia más largo para incinerar el CO, comparado con los hidrocarburos. Por tanto, una situación que implique sólo hidrocarburos podrá necesitar un incinerador con un diseño diferente del que sería necesario cuando también estuviera presente el CO. 6.14.B

Un poco de teoría básica sobre los incineradores auxiliares catalíticos

A pesar de que la teoría básica de los procesos catalíticos, correspondientes al diseño de incineradores auxiliares, está todavía en proceso de desarrollo, se podrán considerar aquí varios puntos dignos de tenerse en cuenta. En general, el proceso global se puede dividir en dos etapas diferentes que controlan la oxidación catalítica: 1) los proce-

1

1

k tm

kquím

--+--

k-

Totueno (Como partes por millón de carbono)

0.02

421

sos de transporte del calor y la masa entre la superficie catalítica y la corriente del gas; y 2) los procesos elementales de reacción química en los equipos catalíticos, sobre la superficie sólida. En la etapa actual de desarrollo, la teoría indica que en el caso de tasas normales de diseño para los catalizadores de los incineradores auxiliares, la tasa de reacción está controlada o limitada por la difusión en masa del reactivo a través de la matriz porosa del catalizador. Por tanto, sólo una fracción de la superficie efectiva del catalizador se utiliza para catalizar las reacciones de oxidación (27). En términos generales, la constante de tasa global k está relacionada con las constantes de tasa para los procesos de transferencia de masa (ktm) y de reacción química (kquím) por la ecuación

1000

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CINETJCA Y CATALISIS OF LA RFACCION FN LOS PROCESOS

Como se indicó, la tasa de oxidación de un hidrocarburo es proporcional a la concentración de dicho hidrocarburo en la corriente de gas, siempre que esté presente cuando menos un 2 por ciento en volumen de oxígeno, en exceso del requerido para la completa oxidación. Se observa que a temperaturas razonablemente bajas, por ejemplo, 300° a 500° F (425° a 525° K), la magnitud kquím es la que controla. Sin embargo, según se incrementa la temperatura a fin de aumentar la tasa química, controlará la magnitud ktm. Esto ocurre en el rango de temperaturas de 600° a 900° F (600° a 750° K). En la figura 6.29 se muestra el papel que tienen las tasas de reacción contra los procesos de transferencia de masa y la selectividad de un catalizador (27). Se muestran curvas de conversión contra temperatura para varias especies moleculares e hidrocarburos solventes en general, para la oxidación sobre un catalizador de Pt/ Al 2 0 3 • Este tipo de catalizador muestra una alta selectividad para el hidrógeno, con una razonable conversión aun por debajo de 200° F. Las altas conversiones tienen lugar en el intervalo de 300° a 500° F. Las curvas de funcionamiento para la mayoría de los hidrocarburos solventes se encuentran dentro de una estrecha faja, con actividad significativa alrededor de 400° a 600° F. Sin embargo, la alta conversión requiere temperaturas en el intervalo de 7 50° a 1000° F. La porción inferior de las curvas de funcionamiento, donde el por ciento de conversión se eleva abruptamente con la temperatura, es la región donde controlan los procesos de tasa química. A lo largo de las porciones superiores más suaves, controla la tasa de transferencia de masa. Nótese que el metano es el menos reactivo a este sistema de catalizador, donde las conversiones altas requieren temperaturas mayores de 1100° F. Los catalizadores que se utilizan en los incinerado-

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422

CONTROL Gi':NI·RAL DI: GASLS Y VAPORES

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400

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PR013 LEMAS

423

6. ¿Qué especie radical intermedia se cree que influye tanto en la formación del CO como de la conversión del CO al C0 2 , en las reacciones de oxidación de los hidrocarburos? 7. ¿cuáles son los nombres de los dos tipos de procesos de absorción de las diferencias entre ellos? 8. ¿cuáles características de los adsorbentes son importantes en el control de la contaminación del aire? 9. ¿cuáles serán los requerimientos de diseño de los equipo> de absorción que será necesario cumplir más comúnmente? 1 O. ¿Por qué se considera una isotema de adsorción, que es cóncava en toda su extensión, favorable a la adsorción, pero desfavorable a la desorción? ¿cómo se puede hacer más favorable la desorción cuando sea necesario limpiar el medio de adsorción? 11. ¿Qué se expresa con la designación de onda de adsorción? ¿cuál será el perfil de una onda de adsorción más favorable desde el punto de vista

800

1000

1200

Temperatura, grados Fahranheit

Figura 6.29 Curvas típicas de funcionamiento de temperatura contra conversión para varias especies moleculares que se oxidan sobre catalizadores de Pt/ Al 2 0 • 3 (FUENTE: R. D. Hawthron. Am. Inst. Chem. Engineers Symposium Series No. 137 70, 1974.)

res auxiliares se seleccionan en general de manera que promuevan la oxidación para una gran variedad de sustancias combustibles gaseosas. No obstante, como se indica por las curvas de la figura 6.29, la actividad específica del catalizador sí varía con el tipo de molécula que se haya de oxidar. Por tanto, el grado de oxidación de los diversos hidrocarburos en una corriente residual diferirán para una región dada de tiempo y temperatura.

PREGUNTAS

l. ¿cómo se define el orden global de una reacción? 2. ¿Qué tipo de función matemática relaciona C,1 con C;t 0 para una reacción de primer orden? 3. ¿Qué se quiere decir con una etapa determinante de tasa con referencia a las reacciones consecutivas? 4. ¿Por qué es importante el concepto de la etapa determinante de tasa con respecto a reacciones que incluyen especies contaminantes en el mecanismo de reacción global? 5. ¿Por qué la energía de activación constituye un importan te parámetro en el estudio de las tasas de formación (o de agotamiento) de las especies contaminantes?

del diseño? 12. ¿cómo se determina gráficamente la relación mínima de líquido a gas para una torre de absorción empacada? 13. ¿Qué se expresa físicamente con la designación de punto de inundación en una torre de absorción empacada? 14. Comentar brevemente el concepto de la altura y número de unidades de transferencia asociadas con una torre empacada. 15. Establecer la diferencia entre la incineración por flama directa y la incineración térmica. 16. Comparar la incineración térmica contra la incineración catalítica.

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... PROBLEMAS 6.1 Con base en la figura 6.4b), determinar a) los valores de V m y e para el dióxido de carbono a -78° C. Calcular luego el valor de V/Vm para la adsorción del co2 en sílica gel cuando el contenido de co2 de una corriente de gas a -7 8° C es b) 7. 5 por ciento en volumen con una presión total del gas de l.O bar y e) 11.5 por ciento en volumen con una presión total del gas de 1.20 bar. La presión del vapor del dióxido de carbono puro es de 1.036 bar. 6. 2 Estimar, de la gráfica B.G.T. de la figura 6.4b ), el valor de V m para el monóxido de carbono adsorbido a -183u C en sílica gel, en centímetros cúbicos por gramo. 6.3 Un lecho de adsorción de 0.80 m de longitud y un área de sección transversal de 1.4 m 2 , opera a 40° C y con una presión a la entrada de 1.2 bar. Ll gasto de masa del aire es de 4 kg/min y la concentración del con3 taminante en la corriente de aire a la entrada es de 0.0030 kg/m . Los valores de ex y ~ en la ecuación del tipo Freundlich para las concentra3 ciones de equilibrio Ce y X sat• son de 80 kg/m y 1.8, respectivamente. 3 La densidad en volumen del adsorbcnte es de 400 kg/m , y el coefi1 ciente de transferencia de masa, K, tiene un valor de 25 s- • Con base

424

CONTROL GENERAL DE GASI·:S Y VAPORES

425

PROBLLMAS

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1

1

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en estos datos: a) determinar el espesor de la onda de adsorción, en metros; b) determinar la velocidad de la onda de adsorción, en metros por segundo; y e) determinar el tiempo de ruptura, en segundos. d) Preparar una gráfica de Cg/Cg, pulgada contra (x- x 1 ). Usense valores de Cg/Cg, pulgada de 0.01, 0.02, 0.05, 0.10, 0.30, 0.50, 0.80, 0.90, C.95, 0.098 y 0.99. 6.4 .El lecho de adsorción del problema 6.3 se ha de regenerar con vapor saturado a 180° C. El gasto del vapor es de 10.0 kg/min, y los valores de K, o: y {3, para el proceso son 120- 1 , 1200 kg/m 3 y 2.2, respectivamente. Estímese el tiempo de regeneración, en horas. 2

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6.5 Un lecho de adsorción de 0.20 m de largo y O. 70m de área de sección transversal opera a 30° C. La presión de la corriente de aire a la entrada es de 1.50 bar, y el gasto de masa es de 1.50 kg/min. La concentración del contaminante en la corriente de aire a la entrada es de 2.60 X 1 O- 3 kg/m 3 , y los valores de a y {3 para la ecuación del tipo Freundlich, 3 para las concentraciones de equilibrio son 4.23 kg/m y 1.5 respectivamente. La densidad en volumen del adsorbente es de 650 kg/m 3 , y el coeficiente k de transferencia de masa tiene un valor de 18 s- 1 • Con base en estos datos, determinar las respuestas a las mismas preguntas del problema 6.3. 6.6 .El lecho de adsorción del problema 6.5, se ha de regenerar con vapor de agua saturado a 200° C con un gasto de 5.0 kg/min. Los valores de K, a y {3 para el proceso son 110 s- 1 , 600 kg/m 3 y 2.0, respectivamente .Estimar el tiempo de regeneración, en horas. 6.7 Reconsiderar el ejemplo 6.1. Determinar el tiempo de ruptura en horas, si los límites de integración paran se establecen a 0.001 y 0.999. 6.8 Reconsiderar el ejemplo 6.1. Considerar que {3 se incrementa de 2.2 a 2.4, y Q permanece igual. Determínese el por ciento de cambio en el tiempo para que ocurra la ruptura, bajo esta nueva condición. 6.9 Haciendo referencia al problema 6.3, determinan el por ciento de cambio en la velocidad de adsorción si a) se cambia {3 de 1.8 a 2.2 mientras que Q permanece constante y b) se cambia a de 80 a 40 kg/m 3 y {3 permanece igual. 6.1 O Un lecho de adsorción tiene un espesor de 0.60 m y 2.0 m 2 en el área de la sección transversal. El gesto de masa es de 0.3 O kg/s a 1.1 bar y 40° C. El coeficiente K de transferencia de masa es 25 s -¡ y los valores de a y {3 son 125 kg/m 3 y 2.40, respectivamente. La densidad actual del 3 lecho empacado es de 400 kg/m y la concentración del contaminante a la entrada es de 0.00210 kg/m 3 • Con base en estos datos, determínense las respuestas del problema 6.3. 6.11 Una unidad de adsorción empacada con Ambersorb MR XE-34 7 se utiliza para eliminar cloruro de vinilo (peso molecular de 6 2. 5) de una corriente de aire a 26° C y 1 atm. El gasto de masa del aire es de l. 9 kg/s y la concentración a la entrada es de 1000 ppm. El lecho de adsorción tiene un área de 5.0 m 2 y un espesor de 0.35 m. Determinar el tiempo de ruptura en horas, con base en los datos siguientes: a= 4.16, {3 = 2. 95, K= 30 s -¡ y la densidad aparente de XE-34 7 es de 700 kg/m 3 • 6.12 Se utiliza carbón activado BPL para empacar la unidad de adsorción

descrita en el problema 6.11. Las condiciones de operación son las mismas, pero los siguientes datos son aplicables al carbón activado BPL: a = 2.62 kg/m 3 , {3 = 2.15, K= 40 s- 1 y la densidad del lecho es de 384

1

kg/m 3 • Determinar el tiempo para la ruptura. 6.13 Se utiliza carbón activado PCB para empacar la unidad de adsorción descrita en el problema 6 .11. Empleando las mismas condiciones de operación especificadas en dicho problema, determinar el tiempo de ruptura empleando los sigui en tes datos para el carbón activado PCB: a= 3 2.04 kgfm 3 ,{3 = 2.40,K=40 s- 1 y la densidad del lecho es de 384 kg/m • 6.14 La presión parcial de la acetona es una corriente de aire contaminado, a 1 atm y 100° C, es de 100 mm Hg. Se utiliza el lecho de adsorción de carbón activado para eliminar la acetona. El lecho tiene un espesor 2 de 3.5 m y tiene un área de flujo de 7 m • El gasto de gas es de 1.5 kg/s. Determinar el tiempo de ruptura para este lecho, con base en los 1 siguientes datos: a= 17.3 kg/m 3 , {3 = 2.23 y K= 40 s- • La densidad 3

aparente del adsurbente es de 380 kg/m . 6.15 Se quiere regenerar el lecho de adsorción del problema 6.14, utilizando vapor de agua saturado a 200° C. El gasto del vapor es de 2 kg/s y 3 1 los valores de K, a y {3 para el proceso son 100 s- . 120 kgfm y 2.4, respectivamente. Estimar el tiempo para la regeneración, en horas. anillos Raschig de cerámica de 3/4 pulgadas 6.16 Una torre empacada con ha de tratar 20,000 pie 3 /h del gas que entra. El aire que entra a latorre contiene 2.4 por ciento de amoniaco en volumen, y se usará como adsorbente agua libre de amoniaco. Las condiciones de la torre son, 68° F y 1 atm. La relación entre el ga~to de gas y el gasto de líquido, ambos a la entrada es a) 1.0, b) 1.35 y e) 1.60 libra de gas por libra de líquido. Si el gasto del gas es la mitad del gasto de inundación y se ha de eliminar el 95 por ciento de amoniaco de la corriente de gas a la entrada, estimar el diámetro requerido de la torre, en pies, y la caída de presión en pulgadas de agua por pie de altura de la torre con base en la figura 6.16. berl de cerámica y 1 pulgada, se utili6.17 Una torre empacada con estribos za para tratar 30,000 pie 3 /h del gas entrante. El aire que entra en la torre contiene l. 8 por ciento de amoniaco en volumen, y se usará como adsorbente, agua libre de amoniaco. Las condiciones de la torre son de 68u F y 1 atm. La relación entre el flujo de gas y el flujo de líquido, ambos a la entrada, es a) 1.10, b) 1.3 y e) 1.6 libra por libra de liquido. Si el gasto de gas ha de ser el 60 por ciento del gasto de inundación, estímense el diámetro requerido de la torre, en pies, y la caída de presión en pulgadas de agua por pie de altura de la torre, con base en la figura 6.16. El amoniaco absorbido deberá ser el 96 por ciento de la cantidad inicial. 6.18 Refiriéndose a los datos del problema 6.6, para una relación entre el gasto de gas y el gasto de líquido, ambos a la entrada, de a) 1.10, b) 1.35 y e) 1.60 libras de gas por libra de líquido, determinar 1) la relación actual Ls/Gc, una base molar, 2) la relación mínima requerida entre el solvente y el gas portador, sobre una base molar, 3) cuánto mayor en por ciento será el gasto de diseño de líquido, en comparación

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426

CONTROL GENERAL DE Gi\SLS Y Y /\POR ES

con el gasto mínimo de líquido, y 4) cuántas unidades totales de transferencia en la fase gaseosa se requerirán. Los datos de equilibrio para la solubilidad del amoniaco se puede expresar como e= 1.26 7y, donde e representa las libras de NH3 por libra de agua, y y es la fracción molar del amoniaco en la fase gaseosa. 6.19 Refiriéndose a los datos del problema 6.17, para una relación entre el gasto de gas y el gasto de líquido, ambos a la entrada de a) 1.00, b) 1.30 y e) 1.60 libras de gas por libra de líquido, determinar 1) la relación actual, Ls/Gc, sobre una base molar, 2) la relación mínima requerida entre el solvente y el gas portador, sobre una base molar, 3) cuanto mayor, en por ciento, será el gasto de diseño, en comparación con el gasto mínimo de líquido, y 4) cuántas unidades totales de transferencia en la fase gaseosa se requerirán. Los datos de equilibrio para la solubilidad del amoníaco en el agua se puede expresar como e= 1.267y, donde e representa las libras de amoníaco por libra de agua y y es la fracción molar del amoníaco en la fase gaseosa. 6.20 Reconsiderar los datos de los problemas 6.16 y 6.18.Para las partes a), b) o e), si el empaque está formado por estribos berl de 3/8 pulgada, determinar 1) el valor de H 1c, en pies, 2) el valor de H tL, en pies, 3) el valor de H 10 c;, en pies, y 4) la altura de h columna de absorción, en pies. 6.21 Reconsidérense los datos de los problemas 6.17 y 6.19. Para las partes a), b) o e), si el empaque está constituido por estribos berl de 1 pulgada, y la temperatura es de 7 7° F, determínense 1) el valor de H 1c, en pies, 2) el valor de H 1L, en pies, 3) el valor de H tOG, en pies, y 4) la altura de la columna de absorción, en pies. 6.22 Un absorbedor tiene que recuperar 97 por ciento del amoniaco contenido en una corriente de aire y amoniaco que se suministra a dicho equipo, utilizando agua pura como el medio absorbente a la entrada. El contenido de amonüco del aire a la entrada es de 24 por ciento en volumen, y el absorbedor se mantiene a 30° C y 1 atm. a) ¿cuál será la relación mínima requerida entre el solvente y el gas portador, sobre una base molar, Ls /Gc? b) Para un gasto de agua 50 por ciento mayor que el mínimo, ¿cuántas unidades de transferencia total en la fase gaseosa se requerirán? Los datos de equilibrio en términos de e, en libras de amoniaco por cien libras de agua, y p en milímetros de mercurio de presión parcial del amoniaco a 30° C, se muestran a continuación:

CA PA

l. O lO

1.5 15

.3.5 35

5.0 50

9.0 100

19.0 250

30.0 450

6.23 Se hace referencia al problema 6.22. Sea el contenido de amoniaco a la entrada de 18 por ciento y sea el gasto real de agua un 40 por ciento mayor que el mínimo. Resuélvase para las dos respuestas requeridas. 6.24 Cn efluente de aire contiene .1.4 por ciento de S0 2 en volumen. Se requiere reducir esta con e en tración a 1 000 ppm haciendo pasar la corriente de gas por una torre empacada antes de descargar el flujo a la atmósfe-

427

J>ROBLLMAS 3

ra. El gasto de gas a la entrada es de 1000 pie /m in, medidos a 1 atm y 68° F, y el absorbedor trabaja a contracorriente. Se supone que el equilibrio del so2 en el agua está razonablemente representado por la relación y = 30x. Estímese la cantidad mínima requerida como solvente, en pies cúbicos por minuto. 6.25 El efluente de aire de un proceso contiene 4.8 por ciento de S02 en volumen. Se desea reducir la concentración a 500 ppm antes de salir a la atmósfera. Esto se deberá realizar pasando el gas a contracorriente a través de una torre empacada, con agua como fluido absorbente. El 3 gasto de gas a la entrada es de 100m /min, medidos a 1 bar y 25° C. Se supone que la relación de equilibrio del S0 2 en el agua está razonablemente representada por la expresión y= 30x. Estímese el gasto mínimo de agua requerida, en metros cúbicos por minuto. 6.26 Una corriente de gas residual contiene 0.045 moles de amoniaco por mol de gas portador. Se desea diseñar un absorbedor que utilice agua y que reduzca la concentración del amoniaco en el gas de salida del ahsorbedor a un valor máximo de 600 ppm. El gasto de amoniaco a la encrada es de 2000 pie 3 jmin, cuando se mide a 1 atm y 77° F. El sistema hade ser a contracorriente, y la pendiente de la línea de operación será a) 3 3.3 por ciento y b) 66.6 por ciento mayor que la pendiente de la línea de equilibrio. Suponga que la línea de equilibrio está representada por la relación y =O. 7 5 x. Determinar 1) el gasto de agua requerido, en pies cúbicos por minuto, y 2) el número de unidades teóricas de transferencia por la columna empacada. 6.27 Se ha de utilizar una torre de absorción empacada para eliminar metano! (alcohol metílico) de una corriente de aire que con tiene 1 O por ciento de vapor de metano! en volumen, a 104 ° ¡: y 1 atm. El gasto de gas es de 140 Jb·moles/h y la torre deberá eliminar 96 por ciento del metano!. U solvente es agua, y no se recirculará. El material de empaque está constituido por estribos berl de 1 pulgada, y la torre operará a 50 por ciento de gasto de inundación, en condiciones isotérmicas. A continuación se presentan los datos de equilibrio entre el agua y el metano!, a 104° F y 1 atm:

Moles de metanolfmol de aire 0.024 0.046 0.076 0.102 0.128

Moles de metanolfmol de agua 0.020 0.040 O.ü70 0.100 0.140

Se puede tomar la pendiente promedio, m, de la línea de equilibrio como 1.1:25, y no tener en cuenta la volatilidad del agua. Determínense a) el gasto de agua requerido, que ha de ser 40 por ciento mayor que el mÍnimo para la torre; b) el diámetro requerido de la torre, en pulgadas; la caída de presión en la torre, en pulgadas de agua, por dos métodos;

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428

PROBLEMAS

CONTROL GENLRAL DE GASES Y VAPORES

d) el número de unidades de transferencia; y e) la altura requerida en la torre, en pies. 6.28

T. °K k, cm 3 /(g • mol)(s)

6.29

La energía de activación para la reacción H + H2 O-+ OH+ H2 es aproximadamente de 85 kjfg•mol. Demostrar que la constante de tasa k disminuye aproximadameÍlte a) por un factor de 30 cuando la temperatura cae de 1500° a 1000° K y b) por un factor de 390 cuando la temperatura cae de 1500° a 800° K, si k =A exp (-E/ RT). 6.30 Considerar que las dos reacciones siguientes controlan la desaparición del monóxido de carbono con flamas pobres:

6.34.

6.35

l. CO + OH~C0 2 + H 2. H + H 2 0~0H + H2

6.36 6.37

Las constantes de tasa progresiva para las reacciones 1) y 2) son:

6.38

k¡, 1 = 5.6 X 10ll exp( -545/T) k¡, 2 = 8.4

X

10

exp( -10,100/T)

6.39

donde r está expresada en grados Kelvin. a) Determínese la relación entre k¡, 1 a 2000°K y a 1200°K. b) Determínese la relación entre k¡, 2 a 2000°K y a 1200°K. e) Determínese la relación k¡,dk¡ a 2000°K y 1 1200° K. 6.31 Con los datos del problema 6.3 O, determinar las mismas respuestas, excepto que se usarán temperaturas de 1800° y 1000° K, en lugar de 2000° y 1200° K. 6.32 Los siguientes datos representan algunos resultados experimentales para la constante de tasa en la hidrogenación del etileno sobre intervalos restringidos de presión y composición. Las unidades de k están g molesf(s)(atm)(cm3 ).

k X 10 5

T(OC)

k X 10 5

T(OC)

2.70 0.71 2.40 0.70 0.69

77. 53.3 77.6 52.9 5.3.7

3.03 1.31 0.70 0.323 0.312

79.5 64.0 54.5 40.2 39.9

Preparar una gráfica de log k contra 1 /'1', donde T está en grados Kelvin. Con base en la gráfica estimar un valor de la energía de activación, en kj/kg.mol. 6.33

La descomposición del N0 2 a NO y 0 2 es de segundo orden con la constante de tasa que varía con la temperatura como se indica a continuación:

592

603

522

755

627 1700

652

4020

656 5030

----------------------------------------

Las energías de activación, para las reacciones A y B son de 40,000 J/g·mol y 2000,000 J/g.mol, respectivamente. Determinar la relación entre la constante de tasa k a 2000° K, y k a 1200° K para estas dos reacciones, si k =A exp (- E/RT).

13

429

6.40

1

6.41

6.42

a) Preparar una gráfica de log k contra 1 /T y con base en dicha gráfica estimar el valor de la energía de activación E, en kj /kg.mol. b) Utilizando el resultado de la parte a) y el punto medio anterior de los datos, estimar el valor del factor preexponencial, en cm 3 /(g.mol)(s). Para la descomposición del N 2 0 5 , k equivale a 0.079 X 10-s s- 1 a 0°C y 1.29 X 10-4 s- 1 a 35°C. Estímense a)la energía de activación de Arrhenius y b) el factor preexponencial para la constante de tasa. Para la reacción H 2 + 12 -+ 2HI, el valor de k con respecto a Hl es de 4.45 X 10-s 1/(g.mol)(s) a 28°y de 2.52 X 10-6 1/(g.mol) (s) a 356°C. Determinar los valores de a) la energía de activación en kJ/kg.mol y 3 b) el factor preexponencial en cm / (g.mol)(s). Reelaborar el ejemplo 6.6, excepto que se cambiará la temperatura de 2500°K en lugar de 2000°K. Reelaborar el ejemplo 6.6 con los mismos datos, excepto que se cambiará la presión a 0.10 atm en lugar de 1.0 atm. Reelaborar el ejemplo 6.6 con los mismos datos, excepto que el contenido inicial de nitrógeno será de 5 moles en lugar de 2.05 moles. El efluente de un horno de secado, a 475°K, contiene 75 ppm de monóxido de carbono y 1750 ppm de hidrocarburos. Después de haber calentado el efluente a una temperatura de 900° K, la eficiencia de conversación basada solamente en los hidrocarburos es del 98 por ciento. a) ¿cuál será el contenido de COa la salida del incinerador auxiliar, en partes por millón? b) lCuál será el contenido de CO, en partes por millón, a la salida, si la eficiencia del CO-HC es de 92 por ciento a 1000° K? El efluente a 470° de un horno recubridor de bobinas contiene 3000 ppm de hidrocarburos totales, 390 ppm de CO, y 320 ppm de metano. Después de haber sido calentado en un incinerador auxiliar hasta 1230°F, el gas efluente contiene 185 ppm de HC totales, 790 ppm de CO, y 140 ppm de metano. Determinar la eficiencia de conversión a) basándose solamente en las HC totales, b) con base en los HC totales y el CO, y e) basándose en las HC reactivos (excluyendo el metano) y el CO. En un horno para esmaltar alambres, el efluente a 480° K contiene 1960 ppm de hidrocarburos y 7 5 ppm 'de CO. Después de haber calentado el efluente a 920° K en un incinerador auxiliar, las concentraciones de HC y CO son de 75 ppm y 350 ppm, respectivamente. a) lCuál será la eficiencia de conversión basándose en los HC solamente? b) ¿cuál será la eficiencia de conversión basándose en el Reglamento 66 del Condado de Los Angeles? El efluente, a 640° K, de un horno para el secado de pinturas contiene 750 ppm de hidrocarburos y 25 ppm de CO. a) Si el efluente contiene, después de haber sido calentado a 940J K, en un incinerador auxiliar, 20 ppm de HC y 30 ppm de CO, lcuál será el porcentaje de conversión de contaminantes en términos del Reglamento 66 del Condado de Los Angeles? b) Si el contenido de CO se aumentara a 85 ppm,

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431

430

CONTROL GENERAL DE GASLS Y VAPORES

6.43

6.44

6.45

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6.46

6.4 7

¿cuál sería el porcentaje de conversión, y cumpliría con el Reglamento 66 el efluente de gas? Con respecto al ejemplo 6. 7, a) si el nivel de HC a la salida del incinerador auxiliar permanece igual, ¿a qué nivel, en partes por millón, se deberá reducir el CO a fin de cumplir con el Reglamento 66 y b) si se puede reducir por rediseño el nivel del CO, a la salida, a 180 ppm, a qué nivel se deberá también reducir el HC a fin de cumplir con el Reglamento 66? 3 Se desea diseñar un incinerador auxiliar para tratar 12m /s de aire, a 1.10 bar y 35° C. La concentración del contaminante en la corriente de aire es de 0.008 kgfm 3 • El combustible especificado es metano a una relación A/C (aire a combustible) de 60, y su entalpía de combustión es de- 50,030 kJ/kg. La cámara de reacción, situada a continuación de la zona de combustión, es cilíndrica. La velocidad de flujo a través de la cámara de combustión deberá ser de 8 mfs y el tiempo de residencia de la corriente de gas de 0.6 s. Determínense, a) la temperatura promedio del gas que sale de la zona de combustión y entra a la cámara de reacción, en grados Kelvin, b) el diámetro de la cámara de reacción, en metros, y e) la longitud de la cámara de reacción, en metros. Considerar los datos del problema 6.44. Se añade al proceso de flujo un intercambiador regenerativo de calor, con una eficacia de 0.60. Suponer que la temperatura de la cámara de reacción se habrá de mantener a 1050°K. Estimense, sobre esta base, a) la relación A/C que se deberá utilizar ahora, b) la temperatura del gas de escape que sale del regenerador, en grados Kelvin, y e) el por ciento de disminución del combustible requerido, comparado con el caso sin un regenerador. Se desea diseñar un incinerador auxiliar para tratar 5,000 pie 3 /min de aire contaminado a 15.0 lbfpulg 2 y 140° F. La concentración del contaminante es la corriente de aire es de 0.0005lb/pie 3 • Se utilizará metano como combustible auxiliar, a una relación A/C de 62.0 lb/lb, y la ental~ia de combustión del combustible es de -20,530 Btu/lb. La cámara cilíndrica de reacción, situada después de la zona de combustión, se ha de diseñar para una velocidad de flujo de 22 piefs y un tiempo de residencia de 0.55 s. Si las corrientes de gas se comportan termodinámicamente como el aire, determínense a)la temperatura promedio del gas que sale de la zona de combustión y entra a la zona de reacción, en grados Fahrenheit, b) el diámetro de la cámara de reacción, en pies, y e) la longitud de la cámara de reacción, en pies. Reconsiderar los datos del problema 6.46. Se añade al proceso de flujo un intercambiador regenerativo de calor, el que tiene una eficacia de 60 por ciento. Suponer en esta nueva situación que la temperatura de entrada a la cámara de reacción se deberá mantener cuando menos a 1350° F. Estimar sobre esta base, a) la relación A/C que se deberá utilizar ahora, b) el por ciento de combustión del combustible requerido, comparado con el caso sin regeneración, y e) la temperatura del gas de escape que sale del regenerador, en grados Fahrenheit.

BIHLIOGRAI·IA

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posium Series No. 137 70 (1974).

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Capítulo 7

Control de los óxidos de azufre J

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INTRODUCCION

El dióxido de azufre es uno de los contaminantes del aire que más se emiten en Estados Unidos (ver tabla l. 7). Se estima que la cantidad emitida en 1977 ha sido de 30.1 millones de toneladas. En la tabla 7.1 se observa que las calderas de las plantas generadoras de energía son la causa de más del 50 por ciento del total de emisiones para 1977. El azufre es un componente de todos los petróleos y carbones naturales, con una composición que varía de 0.1 a más del 5 por ciento. Por tanto, la emisión total de S0 2 varía considerablemente con la naturaleza u origen de los combustibles fósiles. En la figura 7.1 aparecen las tendencias del promedio anual de so2 en las estaciones de monitoreo en el área comercial de algunas de las ciudades más importantes de Estados Unidos. Se observa que la tendencia es descendente con cambios significativos en varios casos. Quizá esta tendencia se deba a dos factores, a saber, la instalación de equipos de control de so2 en las chimeneas y el cambio a combustibles con bajo contenido de azufre en ciertas áreas. La concentración de S0 2 en las grandes áreas urbanas varía de 0.01 a 0.1 ppm (30 a 300 J1gfm 3 ) para un tiempo promedio de 1 hora. Para el S0 2 a 25°C y 1 atm, 1 ppm

=

2620 ¡.tg/m3

so2

La concentración de S0 2 está confinada a la mayoría de las áreas urbanas. Debido a su ventajosa localización con respecto a las seccio433

434 CONTROL OL LOS OXIDOS DF !NTRODUCCION

435

Tabla 7.1 Emisiones anuales estimadas de los óxidos de azufre, en millones de toneladas

Norma

Fuente Transporte Consumo de combustible estacionario Generación de electricidad Industrial Residencial, comercial Industria qu{mica Industria metalúrgica Otras Total

1971

1974

o. 7

0.7

15.7 4.0 1.9 2.0 3.8 0.2

17.2 3.3 1.6 2.1 3.5

_o_._

28.3

28.4

1977 0.8

17.6 3.2 1.6 1.8 2.4

O. 27.4

FUENTE: National A ir Quality, Monitoring, and Emissions Trends Report, 1977, EPA-450/2-78-052, diciembre de 1978.

nes industriales y a los patrones predominantes del viento, algunas secciones de un área urbana podrán cumplir fácilmente las normas federales para el control del S0 2 • Otras secciones de la ciudad podrán a menudo sobrepasar drásticamente los límites federales o locales, debido a su desafortunada localización.

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Las normas federales para la calidad del aire ambiente en lo que respecta al so2 (presentadas en el capítulo 2) son las siguientes

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1962

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1970

1972

Año

Figura 7.1 Tendencias descendentes del promedio anual de SOz en las estaciones del Programa de Monitoreo Continuo del Aire, situadas en el centro de la ciudad (FUENTE: R. B. Engdahl. "State of the Air on S0 2 Control", presentado en la Purdue Industrial Fuel Conference, Octubre de 1974.)

Tiempo promedio Anual 24 horas 3 horas

Primaria

Secundaria

80 J.Lg/m 3 (0.03 ppm) 365 J.Lg/m 3 (0.14ppm) 1300 J.l.g/m 3 (0.5 ppm)

Las regiones para el co~trol de la calidad del aire dentro de Estados Unidos pueden promulgar sus propias normas, si dichas normas son aceptables por la APA. La Región de Control Interestatal para la Calidad del Aire de La Zona Metropolitana de Indianápolis (The Metropolitan Indianapolis Intrastate Air Quality Control Region) tiene, por ejemplo, las normas siguientes para el S0 2 (promulgadas el lo. de enero de 1973). l. Una media geométrica anual máxima de 0.015 ppm 2. Una concentración máxima de 0.10 ppm en 24 horas, no se deberá exceder más de 1 díafaño. 3. Una concentración máxima de 0.42 ppm en 1 hora, no se deberá exceder más de 1 horafaño.

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Nótese que tanto la media anual como el valor en 24 horas para esta región de control de la calidad del aire son más bajos que las normas federales (esto es, son más estrictos). Para que se cumplan las normas de la calidad del aire ambiente, el gobierno de Estados Unidos ha establecido normas específicas de emisión para cierto número de industrias. Estas son las normas nacionales de emisión y se deberán cumplir por la industria no importa cuál sea su localización geográfica. Considérense, por ejemplo, las normas nacionales de emisión para las nuevas plantas generadoras de vapor. Se presentan en el capítulo 2. Para algunas plantas, la norma de emisión es de 1.2 libras de S0 2 /millón de Btu de energía liberada. Es interesante estimar el por ciento permisible de azufre en un combustible a fin de cumplir esta norma. Se supone que se va a utilizar carbón con un valor calórico de 10,000 Btu/libra. Por tanto, una liberación de calor de 106 Btu requiere 100 libras de calor. Además, 1.2 libras de S0 2 equivale a 0.6 libras de azufre. Por tanto, según este cálculo aproximado, sólo un carbón con 0.6 por ciento de azufre, cumpliría la norma. El carbón que usualmente se extrae en Estados Unidos promedia alrededor de 2.0 ó 2.5 por ciento de azufre.

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436

CONTROL DF LOS OXIDOS DF AZUI'RE

De aquí que un carbón con un contenido de cerca de 0.5 por ciento se consideraría como un carbón con muy bajo contenido de azufre. Los aceites residuales combustibles tienen un contenido de azufre de 1 a 4 por ciento. De acuerdo con las normas para la calidad del aire y los bajos requerimientos de azufre, ya comentados, no es nada sorprendente que haya sido necesario establecer medidas de control para los procesos de combustión que consumen combustibles fósiles. La reacción total para la formación del dióxido de azufre a partir del azufre es sencillamente

s + o2 ~ S02

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La reacnon es altamente exotérmica, con nn calor liberado de 296,800 kJ /kg-mol (127, 700 Btu/libra-mol) a 25°C. Además del S0 2 , se forma una pequeña cantidad de trióxido de azufre, so3, en la reacción de combustión. En la combustión de combustibles fósiles, la relación S02 /S0 3 , está usualmente alrededor de 40:1 a 80: l. El dióxido de azufre puede actuar tanto como agente reductor como agente oxidante, en condiciones atmosféricas. La reacción bien establecida entre el H 2 S y el S0 2 representa un ejemplo de la actuación del S0 2 como un agente oxidante. Esta reacción es 2H 2 S

+ S02

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3S

catalizador

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(7.1)

+ ~0 2

~

S03

catalizador

( 7.2)

Muchas sustancias presentes en la atmósfera, especialmente partículas y óxidos de nitrógeno, actúan como los catalizadores en la reacción anterior. Algunos óxidos metálicos oxidan el dióxido de azufre directamente a sulfato. Por ejemplo, 4Mg0

+ 4S02 ~ 3MgS04 + MgS

2S0 2 + 2HP S03

+ 02

+ H 20

~ 2H 2 S04

(7 .3)

Hay otras dos reacciones que ocurren en la atmósfera cuando predomine un alto contenido de humedad,

437

( 7.4)

catalizador

~

H 2 S04

( 7.5)

La primera reacción de oxidación de las anteriores tiene lugar rápidamente en la presencia de sales metálicas, tales como ]os sulfatos y cloruros de hierro y manganeso. Estas sales metálicas actúan como catalizadores de la reacción. Las diminutas gotas de ácido sulfúrico que se forman, además de ser altamente corrosivas, tienden a reducir la visibilidad. Estas reacciones son también causantes, en parte, del fenómeno de la lluvia ácida comentado en la sección l. 7-H.

7.2

TERMODINAMICA Y CINETICA DE LA FORMACION DEL DIOXIDO DE AZUFRE

La termodinámica y la cinética de la formación del SOx en los procesos de flama homogénea se analizaron ampliamente en 1972 (1). Apoyándose sobre un nivel fundamental, los procesos de formación del so2 y el so3 no se pueden explicar cuantitativamente por las

i

1

simples relaciones globales

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s + 0 2 ~ so2 so2 + i 0 2 ~ so3

+ 2H 2 0

En los problemas de la contaminación del aire es importan te la capacidad que tiene el so2 gaseoso para reaccionar ya sea fotoguírnica o catalíticamente con otros contaminantes atmosféricos, con la formación de trióxido de azufre, ácido sulfúrico y diversas sales del ácido sulfúrico. Por ejemplo, en la presencia en la atmósfera de un óxido metálico como catalizador, S02

TFRMODlNAMlCA Y ClNFTlCA DF LA l'ORMAClON DFL DlOXIDO

(7 .1) ( 7.2)

Por ejemplo parece ser, que el monóxido, SO, es cinéticamente importan te en el esquema de oxidación. Se sabe que la especie S 2 O pudiera ser también importante en ciertas circunstancias. Como tanto el SO como el S O son inestables y reactivos a las temperaturas atmosféricas, 2 no se encuentran entre los productos normales de los procesos de combustibn. Los bxidos de azufre convencionales que se encuentran como productos estables, resultantes de la combustiém a altas temperaturas de los combustibles que contienen azufre, son el S0 2 y el S0 3 • La relación de equilibrio termodinámico entre los dos, está expresada por la reacción (7.2). En la tabla 7.2 se preseQta un resumen de los valores de la constante de equilibrio Kp, de los gases perfectos como una función de la temperatura . De la observación de los valores de Kp de la tabla, es evidente que el equilibrio favorece al so3 a bajas temperaturas y al S(h a altas temperaturas en mo.clas pobres (una relación de equivalencia menor que la unidad). Con base en esto, se podría esperar que se encontraran pequeñas cantidades de so3 en la zona actual de la 11ama, y grandes cantidades en los gases fríos de la combustiún, puesto que el equilibrio se desplaza con la temperatura.

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438

CONTROL

DI~

LOS OXIDOS DE AZUI-'RE

Tabla 7.2 Constantes de equilibrio para la reacción de oxidación del S0 2 al S0 3

so 2 + Y20 2 # so 3 Pso3

K= p Pso2(Podl 2

T(°K)

T(°F)

298 500 1000 1500 2000

440 1340 2240 3140

77

Kp__

2.6 2.6 1.8 3.8 5.6

X1012 X10 5

TFRMUDINAMICA Y CINETICA DE LA FORMACION DEL DIOXIDO

de energia. Lo~ procesos de tres cuerpos son, intrísecamente, bastante lentos; sin embargo, esta reacción procederá rápidamente en la zona caliente de reacción debido a que la concentración de átomos de oxígeno es máxima en dicho lugar. Se cree que las etapas principales para la remoción del so3 son las si¡.,ruientes:

S03 + O

+ 02 so3 + H -4 so2 + oH S03 + M ~ S02 + O + M

X 10- 2 X 10- 3

FUENTE: Calculado de las Tablas Termodinámicas de laJANAF.

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Hedley (2) ha mostrado que el efecto contrario se observa en los hornos de las plantas generadoras de energla. El nivel de S0 3 sobrepasa en la zona de la flama el valor de equilibrio pronosticado, mientras que en el gas frío de la combustión, cerca de la salida, la concentración del so3 está muy por debajo del valor de equilibrio para dicha temperatura. Este comportamiento anómalo del S0 3 se debe al papel de la cinética para determinar la tasa de formación de las varias especies intermedias en las etapas químicas elementales. Se ha propuesto que el monóxido, SO, constituye un importante producto intermedio dentro del esquema de reacción. Para abreviar, se supone que algún mecanismo produce SO a partir de las moléculas que contienen azufre, en el inicio de la zona de reacción. La etapa siguiente será examinar las reacciones elementales por las que se oxida el SO, primero a S0 2 , y finalmente a S0 3 • Se considera que las principales reacciones de formación del so2 son las siguientes: SO

+ 0 2 -4 S02 + O + OH

-4

S02

+H

( 7. 7)

Nótese que dichas reacciones producen también átomos de O y H, los que son altamente reactivos y que más tarde podrán incorporarse al esquema global de reacción. También es importante tener en lamente que las reacciones de oxidación del azufre ocurren simultáneamente con la oxidación de los hidrocarburos del combustible. Este último proceso es el que produce grandes cantidades de especies intermedias, como O, H y OH, los que quedan a las reacciones de los óxidos de azufre. La mayor preocupación reside en la formaci(m y remoción dd S0 3 • La principal reacción de formación es el proceso de los tres cuerpos donde M es un tercer cuerpo que actúa como un absorbedor

so2 + o + M

~

so3 + M

-4

S02

(7.9) (7.10)

t7.11)

La última etapa, que es sencillamente el inverso de la reacción ( 7.8 ), es un proceso de descomposición térmica. En la zona caliente de reacción, donde existen altos niveles de átomos de oxígeno, es razonable suponer que las reacciones (7.8) y (7.9) dominan el mecanismo de la reacción global. Aplicando los conceptos básicos de la cinética, se puede escribir para las tasas de formación y remoción del S0 3 ,

d[S03] = k 8 [so2 J[OJ[M]- k 9 [S03J[O] dt La máxima concentraCión de S0 3 se encuentra haciendo que d[S0 3 ] jdt =O. De aquí resulta que

[ SOa Jmáx

=

k s [ S0 2 J[ M J L-

9

(7.6)

y SO

439

{7.8)

Se ha estimado (3) un valor numérico para [S0 3 lmáx• con base en los cálculos de k'rl, k 9 y M, que aparecen en la literatura. Con base en estos valores se observa que el máximo nivel de so3 está entre 1 y 5 por ciento de la concentración de S0 2 • Este nivel es más alto que el pronosticado por las consideraciones de equilibrio, pero está sustancialmente de acuerdo con las mediciones (2). Con 11amas ricas en hidrocarburos (una relación de equivalente mayor que la unidad) la reacción de remoción será (7.10), puesto que la concentración de átomos de O es mucho más baja en estas condiciones. Si se escribe ahora la ecuaciém de tasa para la concentraci<'>n de so), en t{~rminos de las reacciones (7.8) y (7.10), y luego se hace igual a cero, se encuentra bajo las condiciones de un combustible rico,

[so1Jmáx

k 8 [S02 )[M][O]

k10 [H]

440

i.

CONTROL DI·: LOS OXIDOS DI·: AZUI:RE

La relación [OJ/[H] controla en estas circunstancias el valor de la máxima concentración de S0 3 . Como esta relación es pequeña, la conversión de so2 a so3 se ve significativamente restringida en condiciones ricas en combustible. Según los productos de la combustión abandonan la zona caliente de reacción, la temperatura cae y las concentraciones de átomos decaen rápidamente por recombinación. Sin tener apreciables concentraciones de átomos, las etapas de formación y remoción del so3' tales como las reacciones (7.8), (7.9) y (7.10), resultan insignificantes. Algo del so3 se podrá descomponer térmicamente por la reacción (7.11) según disminuye la temperatura. No obstante, esta reacción posee gran energía de activación, de manera que su tasa resulta no tener mucha importancia, una vez que la temperatura haya caído significativamente. Por tanto, la cinética pronostica niveles de superequilibrio para el so3 en la zona de flama de mezclas pobres de hidrocarburos, seguido por una moderada caída de la concentración, según se enfríen los gases. En los gases fríos, el nivel está muy por debajo la base en el equilibrio. El nivel final pronosticado para el S0 3 representa un ligero porcentaje de la concentración del S0 2 • Esto está de acuerdo con la experiencia industrial, donde los valores de S0 3 /S0 2 se encuentran por lo general entre 1:40 y 1:80. En la combustión rica en sustancias combustibles, los niveles de so3 resultan insignificantes. Por tanto, el S0 2 es el principal óxido de azufre formado en los procesos de combustión, a pesar de las fuerzas termodinámicas que deberían promover fuertemente la reacción hacia el S0 3 . La conversión final del so2 al so3 en la atmósfera debería ser un proceso lento, debido a las bajas tasas de conversión a las temperaturas ambientes. No obstante, una vez que el S0 2 esté en la atmósfera, la tasa se verá influida por catalizadores heterogéneos, presentes en la superficie de las partículas en suspensión. Esto llevará a un aumento en la tasa de conversión de S0 2 a S0 3 • Por desgracia conduce también a un aumento en la formación de sulfatos en forma de aerosol, y dichos aerosoles constituyen un riesgo para la salud humana. Existe una situación similar cuando se utilizan catalizadores de la oxidación para controlar las emisiones de CO e hidrocarburos procedentes de motores automotrices. Estos catalizadores aceleran la oxidación del so2 al so3 en el escape, y la formación de aerosoles de sulfatos aumenta notablemente.

7.3

METODOS GENERALES DE CONTROL

Los datos de la tabla 7.1 indican que casi las tres cuartas partes de las emisiones de dióxido de azufre se originan por el consumo de com bus-

METODOS GFNI·RAUS DF CONTROL

441

tibies fósiles. Por tanto, los métodos de control aquí comentados son aquellos específicamente aplicables al consumo de combustibles fósiles, como los que se utilizan en las plantas generadoras de energía. Se podrán encontrar en otras referencias (4), métodos posibles de control para otras industrias, como las plantas de ácido sulfúrico, fundiciones, y las plantas de pulpa de papel. Existen cuatro métodos o alternativas posibles, que se podrán utilizar para reducir las emisiones de dióxido de azufre a partir del consumo de combustibles fósiles. Los métodos potenciales son: A. Cambio a un combustible con bajo contenido de azufre l. Gas natural 2. Gas natural licuado 3. Petróleo con bajo contenido de azufre 4. Carbón con bajo contenido de azufre B. Uso de carbón y petróleo desulfurizados C. Construcción de chimeneas altas a fin de aumentar la dispersión atmosférica D. Utilización de métodos de desulfuración de los gases de la combustión Los tres primeros métodos se discutirán en esta sección. La desulfuración de los gases de la combustión será c-1 tema de la sección 7 .4.

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7.3A

Combustibles de bajo contenido de azufre

La reserva de gas natural conocida a la fecha en la zona continental de Estados Unidos constituye aproximadamente una provisión de 15 aí1os a la tasa actual de consumo. Los incentivos financieros proporcionados por esta corta provisión probablcmen te estimularán a los perforadores de pozos de gas a que aumenten sus esfuerzos y que amplíen un poco de este modo a dicha provisión. Además, la disponibilidad del gas natural procedente de la costa norte de Alaska, y conducida por tuberías hasta la zona media del continente americano, ayudaría a resolver la inminente escasez. No obstante, un cambio al gas natural para reducir las emisiones de so2, no es una alternativa viable. El gas natural licuado (GNL) procedente de provet"dorcs cxtraujeros representa una solución potencial. ;\Jo obstante, para uso en los servicios, el costo será mucho más elevado que el de otras alternativas. Ademús, parece impráctico aumentar la dependencia de com· bustibles limpios, procedentes de mercados e\.tranjcros. Parece ser que los pe tn'>lcos na 1uralcs o dcsulfurizados podrían ofrecer un potencial real a largo plazo a las pcquei1as industrias en gene-

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CONTROL DI·: LOS OXIDOS DE AZUI·RF

ral y a las plantas situadas en áreas costeras para tratar con los problemas del control del S0 2 • Aproximadamente 40 por ciento del petróleo crudo producido en Estados Unidos tiene un contenido de azufre entre O y 0.25 por ciento. No obstante, es el aceite combustible residual procedente de procesos de refinación el que se utiliza para los servicios energéticos. El contenido promedio de azufre del aceite combustible residual, obtenido del petróleo crudo doméstico es de casi 2 por ciento (5). Para los servicios en la Costa Este, se obtiene comúnmente aceite residual con uno por ciento de contenido de azufre, mezclando petróleo crudo de Libia con otros petróleos residuales con alto contenido de azufre. A pesar de que el petróleo crudo con bajo contenido de azufre se puede obtener de fuentes en el extranjero, una norma energética para el futuro se deberá basar en fuentes domésticas. Las reservas de carbón con bajo contenido de azufre (1 por ciento o menos) en Estados Unidos se estima que sobrepasan un billón de toneladas. Por desgracia, extraer este carbón del terreno no es ni rápido ni barato. Aproximadamente el 62 por ciento de este carbón se encuentra al oeste del Mississippi, mientras que el 90 por ciento de las plantas generadoras de energía están situadas al este del Mississippi. La tabla 7.3 presenta una lista del contenido de azufre de las principales reservas de carbón bituminoso en la zona continental de Estados Unidos (6.).

··~~ j:, Tabla 7.3 Contenido de azufre de las principales reservas de carbón bitummoso en Estados Unidos (en miles de millones de toneladas)

Contenido de azufre

(%) Localidad Colorado lllinois Indiana Kcntucky Oriental Kcntucky Occidental :\Iissouri :\1 u evo !\léxico Ohio · Pennsyl\'ania Utah Virginia Occidcn tal Wyoming Total

<

1

1-3

>

3

62

22

11 1 22 47 13 194

21 16 7 5

119 19

13 50 45

38 7 4 9

191

322

32 79

MI·:TODOS Gl·:NERALLS DF CONTROL

7.3.B

443

Procesos de desulfuración para el carbón y el petróleo

El azufre está presente en el carbón bajo dos formas principales, orgánicas e inorgánicas. El compuesto inorgánico, conocido como pirita de hierro (FeS 2 ) está presente como partículas discretas y, por tanto se puede someter a la remoción física mediante el lavado por gravedad. Los porcentajes de azufre pirítico y orgánico varían con la localización de la mina. La forma pirítica constituye típicamente 40 por ciento o algo menos, y el lavado con agua puede reducir en un tercio el contenido total de azufre. El azufre en la forma orgánica está químicamente enlazado en el carbón. Por tanto, se requieren procesos químicos más complicados y costosos, para eliminar el azufre orgánico. Por ejemplo, un proceso de este tipo podría incluir la gasificación del carbón o su conversión a un aceite o un material sólido sintético. Existen otras técnicas de gasificación del carbón, que se encuentran en proceso de desarrollo. Las diferencias entre los procesos implican el método para introducir la alimentación, el mt'·todo para el suministro de calor a la etapa de gasificación, el método para obtener el contacto de los reactivos por medio de lechos fijos o fluidizados, y el uso de diferentes medios de gasificación. Se han estudiado casi todas las posibles combinaciones de modos para gasificar el carbón, y los procesos específicos mencionados constituyen sólo uno de los más prometedores. También es posible produCir comuustiblcs líquidos sintéticos (y otros tipos de productos deri\'ados del petróleo, tales como los alcoholes, cctonas y ceras) a partir del carbón (7). En general, la relación entre el carbón y el hidrógeno en el caso del carbón es mucho más alta que en los aceites residuales. Por tanto, será necesario añadir hidrógeno adicional en el proceso, si ha de resultar un producto líquido. Por tanto, la licuefacción del carbón implica usualmente la producción de hidrógeno del carbón, como una etapa intermedia, si es que no se dispone de hidrógeno procedente de otra fuente. La desulfuración del petróleo natural se puede realizar por medio de procesos disponibles conwrcialmente. :\pesar de que la desulfuración es costosa, no existe ningún obstáculo tecnológico. :\'o obstante, es importan te en Estados Unidos, por razones cconómi cas y poi í tic as, que se encuentren otras fuentes de combustibles para aumentar su decreciente suministro de petróleo y gas. Como se hace notar en este lugar, los estudios preliminares indican que los combustibles sintéticos, gaseosos y líquidos se pueden obtener del carbún y pueden estar esencial m en te libres de al'. U fre. Se ha es timado ( 8) que e 1 cus to de desull'uracit'm del carbt'm, ct pesar de ser de\·;tdo, puedL· tener d mismo orden de magnitud c¡ue d de la cksulfuracit'm ck los gases de la

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444

CONTROL DL LOS OXIDOS DL AZUFRE

I'ROC'l·:SOS DE DFSULI;URACION DE LOS GASLS DI; LA COMBUSTION

445

chimenea. Por tanto, ambas tecnologías se desarrollarán indudablemente de manera concurrente, y cada una de ellas podrá tener ventajas específicas en una situación dada. Las reservas de carbón en Estados Unidos son increíblemente grandes. Una investigación reciente (9) indica que la reserva recuperable de extracción con una cubierta de material estéril menor de 150 pies es de 128 mil millones de toneladas. Esto representa un suministro de 200 años a las tasas de producción de 19 70. Si se pudiera encontrar una solución a los problemas sociológicos de la industria minera, el carbón aumentaría su importancia como fuente de energía. Esto le da un impulso adicional al desarrollo de la tecnología para desulfurizar carbón que con tenga más del O.5 por ciento de azufre.

de desulfuración están estrechamente relacionados con el tamaño y ubicación de la planta. Parece ser muy improbable que se podrá desarrollar un solo método de desulfuración que sea capaz de controlar los efluentes que provienen de todo tipo de fuentes. Las técnicas de control que se han de emplear dependen de factores tales como el tamaño de la caldera, la configuración, el patrón de carga, la ubicación geográfica, etc. Los métodos más prometedores para la remoción del so2' se tratan en la sección siguiente.

7.3.C

Los procesos de remoción del dióxido de azufre se pueden agrupar en dos clasificaciones: 1) de desechable o regenerativo y 2) húmedo o seco. Los procesos de desechable son aquellos en los cuales se forma un producto sólido residual, el que se ha desechado. Por tanto, resulta que será necesario añadir continuamente nuevos productos químicos. En los procesos regenerativos, como lo implica el nombre, dicho proceso químico será tal que los agentes de remoción se pueden regenerar continuamente en un sistema de circuito cerrado. Los procesos húmedos o secos se diferencian simplemente por el hecho de que el agente de remoción activo esté contenido o no en una solución sólida. El sistema de remoción incluye típicamente el uso de procesos de absorción, adsorción o catalíticos. En 1980, la Agencia de Protección Ambiental (APA) publicó en el Federal Register una nueva norma para la emisión de S0 2 procedentes de unidades generadoras de vapor para el servicio eléctrico, cuya construcción se había iniciado después del 18 de septiembre de 1978. La norma, que se basa tanto en el valor calórico así como en el contenido de azufre del combustible (véase tabla 2.6), tiene el siguiente límite máximo para las emisiones de so2:

7.4

PROCESOS DE DESULFURACION DE LOS GASES DE LA COMBUSTION

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Dispersión desde una chimenea elevada

Un mi~todo que implique la dispersión desde una chimenea elevada, podrá parecer arcaico de acuerdo con una norma federal de emisión para plantas generadoras de vapor de 1.2 libras S0 2 /10 6 Btu de entrada, o menor. No obstante, existe todavía desacuerdo considerable acerca del uso de esta técnica en contraposición con la desulfuración de los gases de la combustión. El método de control se basa en la dispersiún natural a gran- altura de manera que las concentraciones a nivel del suelo sean aceptables en todo momento (véanse los dlculos de dispersión en el capítulo 4). Las chimeneas altas se han utilizado mucho en Inglaterra, con resultados aceptables. La planta de energía en Cumbcrland, del TVA en Tennessce, tiene chimeneas gemelas de concreto con una altura de 1000 pies, mientras que la International 1\'ickcl Company ha construido una de 1250 pies de altura. Si las chimeneas elevadas pueden proporcionar una adecuada protección a nivel del suelo, resulta entonces un tema abierto a discusión determinar si una norma de emisión o una eficaz dispersión en la atmósfera constituye un mejor método de control en algunas situaciones geográficas.

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Combustible fósil sólido: 1.2 libras S0 2 j 10 6 Btu 7.3.D

Sistemas de desulfuración de los gases de la combustión

El progreso en el desarrollo de procesos de desulfuración satisfactorios para gases de la combustión ha sido extremadamente lento debido a la complejidad Y magnitud del problema. Por ejemplo, una planta de energía ekctrica que utiliza carb(m con un contenido de azufre entre 2.5 y 3 por ciento, descargará de 1.7 a 2 millones de pie 3 jmin de gases de la combustión con un contenido de so2 entre 0.2 y 0.3 por ciento en \'olumen. Existen diversos tamai1os de plantas de energía, y la posibilidad técnica Y económica de la man>ría de los procesos

Con fines de comparación los gases de la combustión generados de un combustible con un contenido de azufre del 3 por ciento, necesitaría una remoción de cerca del 70 a 80 por ciento de S0 2 , para poder cumplir dichas normas. Los principales procesos descritos o mencionados a continuación, están en etapa de desarrollo a fin de utilizarlos primeramente en el campo de los servicios públicos de generación de energía. No obstante, existe también una demanda real de soluciones a los problemas a escala industrial de las emisiones de so2 procedentes de las calderas. Los equipos de generación de energía emiten típica-

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CONTROL DF LOS OXIDOS DE AZUI,.RE

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448

CONTROL DI·: LOS OXIDOS DE AZUFRE

ventajas de la inyección de caliza es que se puede aplicar a calderas existentes sin que se requieran cambios importantes. A pesar de que el proceso de inyección directa de caliza no es práctico, existen algunos procesos de caliza seca que están bajo intensa investigación. Se comentan en la sección 7.4.A. 7 .4.A

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Depuración con caliza seca en los lechos fluidizados

La combustión del carbón en un lecho fluidizado puede convertirse en una alternativa atractiva pero complicada para los métodos convencionales para quemar carbón en una caldera. Ya en 1980, el proceso estaba sometido a un estudio amplio en escala de planta piloto. Una manera de hacer que el proceso sea limpio ambientalmente consiste en añadir caliza seca al carbón pulverizado. Los óxidos de azufre formadosencllechocaliente (600°-l000°C, 1100°-1800°F) reaccionan con la caliza para formar sulfato de calcio. Este producto residual, junto con las cenizas que quedan del proceso de combustión, se pueden eliminar, por ejemplo, por medio de un precipitador electrostático. Un proceso de este tipo elimina más del 90 por ciento de los óxidos de azufre. Además, debido a las temperaturas relativamente bajas en dicho lecho fluidizado, las emisiones de óxido de nitrógeno son menores típicamente que la mitad de las asociadas con la combustión convencional del carbón. N o obstante, el proceso requiere una relación en masa de caliza a carbón de cerca de 1:4, a pesar de que el contenido de azufre pueda ser de sólo el 3 por ciento. Por tanto, la cantidad del producto residual sólido es grande; una planta generadora de energía, de lecho fluidizado y de 1000 MW podría producir alrededor de 800,000 toneladas de residuos sólidos por año, las que tendrían que ser eliminadas. Una desventaja de la combustión de lecho fluidizado es que las calderas corrientes no se pueden alterar para utilizar el proceso. Un proceso de regeneración desarrollado por el Argonne Nationdl Laboratory en 1978, puede reducir en 75 por ciento el problema de residuos. Los experimentos indican que la piedra caliza se puede regenerar y reutilizar durante unos diez ciclos sin un deterioro serio de su eficiencia de remoción del S0 2 • El proceso de regeneración hace pasar monóxido de carbono (obtenido por combustión parcial del carbón) sobre los residuos de sulfato de calcio. Los productos son dióxido de carbono, dióxido de azufre y óxido de calcio. El C0 2 se descarga a la atmósfera, el so2 se concentra a fin de que se pueda convertir en azufre elemental como un producto secundario y el óxido de calcio (cal) se vuelve a utilizar en el lecho fluidizado. Otra manera de reducir el uso de la caliza, y, por tanto, la cantidad de producto residual, sin el proceso de recirculación; consiste en

PROCESOS DE

Dl~SULFURACION

DE LOS GASES DE LA COMBUSTION

449

modificar la caliza de manera tal que se aumenta su eficiencia en la remoción del dióxido de azufre. Las investigaciones han demostrado (10) que el exceso en la caliza usualmente requerida (de tres a cuatro veces la cantidad estequiométrica) se podría reducir significativamente por la adición de cloruro de calcio, que es un mineral de bajo costo. A 700°C, cuando ocurre la máxima transformación, la conversión de la caliza a sulfato, sobrepasa el 90 por ciento cuando se utiliza CaC1 2 , comparada con el 20-25 por ciento para la caliza sin este tratamiento. A esta misma temperatura más del 90 por ciento del S0 2 en un gas que contiene el 0.35 por. ciento de so2 en volumen, se removió en pruebas de laboratorio. En dichas pruebas la caliza modificada se mantenía en un lecho fluidizado que era independiente del proceso de combustión. Por consiguiente, el método es también aplicable a los gases de la combustión procedentes del consumo convencional de carbón por medio de la combustión. El contenido de CaCh utilizado era aproximadamente de 2 moles por ciento, y la remoción del so2 era mucho mejor cuando del contenido de so2 en la corriente de gas era menor de 0.5 por ciento (o 5,000 ppm). Con base en investigaciones recientes, la depuración por caliza en seco podría nuevamente resultar atractiva, en este caso en conjunción con los lechos fluidizados. 7.4.B

Depuración por cal y caliza

El proceso húmedo de depuración con cal fue desarrollado originalmente en Inglaterra, por las Imperial Chemical Industries (ICI) en la década de los años 30. Se alcanzaron eficiencias de remoción del dióxido de azufre de más del 90 por ciento, operando en planta piloto. En los procesos modernos, se lava el gas residual con una lechada del 5 al 15 por ciento de sales de sulfitos/sulfatos, que también contiene cantidades de cal (Cao) y caliza (CaCo 3 ). El S0 2 reacciona con la lechada para formar sales adicionales de sulfitos y sulfatos. Los sólidos (junto con la ceniza fina del carbón) se separan continuamente de la lechada y se descargan en un estanque de decantación. El licor remanente se recircula a la torre de depuración después de haber añadido nuevas cantidades de cal o caliza. En la figura 7.2 se muestra un esquema del proceso. A pesar de que todavía no se tiene conocimiento del proceso global, se supone que ocurren las reacciones siguientes (9): CaO + H 20~Ca(OH) 2 Ca(OH) 2 + C02 ~CaC0 3 + H 20 CaC03 + C02 + H 20~ca(HC03 ) 2

450

CONTROL DL LOS OXJDOS DL AZUFRI·: A la chimenea Recalentador de los gases

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Unidos, basados en la depuración por lechada de cal o caliza. Las eficiencias de remoción medidas o garantizadas de dichas unidades variaban de 50 a 90 por ciento para contenidos de azufre en el carbón de 0.3 a 5 por ciento. Debido a la formación de costras y otros problemas inherentes asociados con este proceso, sería deseable obtener una mejora sobre el proceso básico de depuración con caliza. En la sección siguiente se comenta una posible modificación. 7 .4.C

Depuración mediante caliza húmeda, modificada con sulhto de magnesio

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Figura 7.2 Esquema del sistema de remoción de S0 2 por depnración con cal.

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PROCESOS DI: DESULFURACION DL·: LOS GASES DF LA COMBUSTION

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Entre los muchos problemas del proceso se incluyen la formación química de costras, corrosión, erosión y la disposición de los residuos sólidos. Estos últimos pueden restringir severamente el número de equipos de generación de energía eléctrica que pueden emplear la técnica de depuración con cal y caliza. Se requiere un área considerable para la disposición, preferiblemente adyacente a la planta. La Kansas City Power and Light Company usa actualmente un estanque de 160 acres para la disposición de los residuos. Otra desventaja del proceso es la necesidad de recalentar el gas residual purificado. Como resultado del proceso de depuración los gases de la combustión se enfrían al~·ededor de 120° F. A fin de que puedan tener la requerida fuerza de flotación que les permita salir por la chimenea a la velocidad requerida, es necesario recalentarlosgascs de 250° a 350° F. Como se muestra en la figura 7.2, el recalentamiento se lleva a cabo instalando un enfriador del gas antes del depurador y un calentador de gas en la chimenea después del depurador. Por tanto, es necesario, añadir dos unidades al sistema de flujo de gas, lo que aumenta la inversión del equipo y aumenta también la caída de presión del sistema, de manera que será necesario suministrar capacidad adicional en el ventilador. Se ha reportado ( 11) que para mediados de julio de 19 78, existían más de dos docenas de unidades de servicio para la desulfuración de los gases de la combustión, clasificados como en operación en Estados

Se consigue un método para superar la formación de costras y la baja eficiencia de remoción del so2 en la depuración con caliza, efectuando modificaciones en el equipo o en la operación. Un enfoque más básico será modificar la química de la solución. Es posible absorber el so2 como un sulfato soluble en el licor depurador, más bien que como un sulfito o sulfato insoluble de calcio. Entonces, la sal de calcio se puede precipitar en un tanque fuera del depurador. El uso del sulfato de magnesio en el líquido del depurador conduce a un aumento en la capacidad absorbente del so2 (en exceso del 90 por ciento) y a la eliminación efectiva de la costra en el depurador ( 12). También se puede reducir el consumo de energía hasta tanto como un 50 por ciento. También se puede utilizar el depurador para eliminar un alto porcentaje de partículas finas que ha pasado a través del precipitador electrostático, que precede al depurador. Otra ventaja importan te es que es posible una relación de viraje ilimitada (la relación entre los gastos de gas y de líquido) puesto que el depurador es simplemente una cámara abierta horizontal con varias etapas con boquillas de aspersión de líquido, situadas en la parte superior de la cámara. En la figura 7.3 se muestra un diagrama simplificado de flujo del proceso. Son cuatro las principales reacciones de interés. Primero, el dióxido de azufre y el agua forman H 2 S0 3 • Por tanto, este producto reacciona con el par de iones MgS0 3 . H 2 S03

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El MgS0 3 se regenera en presencia del carbonato de calcio Mg+ 2

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Esta última reacción tiene lugar en un tanque anexo de retención del reactor y que forma parte del ciclo de depuración. Finalmente,

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CONTROL DF LOS OXJDOS DI·: AZUI'RE A la chimenea

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Figura 7.3 Esquema a..: un proceso de desulfuración con una lechada de caliza, promovida con magnesio.

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Una parte del sulfito presente en el licor se oxida a sulfato. Por tanto, se precipita también yeso (CaS0 4 • 2H 2 0). Es posible oxidar el sulfito de calcio para formar yeso, si es que se desea dicho producto. La función del sulfato de magnesio es la de asegurar que una caneen tración apreciable del par de iones MgS0 3 , esté presente en la lechada. Por lo general, se usan en el depurador soluciones molares de MgS0 4 de 0.3 a 1.0. Se deseó instalar una unidad de 908 MW para la Pennsylvania Power Company en la estación generadora de Bruce Mansfield, con un sistema de depuración de dicho tipo. La construcción del equipo de remoción de S0 2 , utilizando el sistema de depuración de Kellogf Weir, se inició en 1979. Aproximadamente 95 por ciento de la ceniza fina se eliminará en precipitadores electrostáticos que precederán a los depuradores. Dichos depuradores operarán con cinco series de boquillas de aspersión y un gasto de gas de aproximadamente 22 piefs (7 mfs). El recalentamiento del gas de la combustión que sale del depurador, por medio de un quemador de petróleo elevará la temperatura del gas en aproximadamente 35°F (20°C).

PROCI·:SOS DF Dt·:SULI'URACJON DE LOS GASES DF LA COMBUSTION

453

El efecto positivo de la adición de magnesio a las lechadas de caliza{ cal, sobre la eficiencia de remoción del so2 ha sido confirmada por otros datos. Entre 1973 y 1977 se realizaron pruebas en una descarga turbulenta de la Shawnee Power Station de la TV A, cerca de Paducah, Kentucky. Los resultados de las pruebas se basan en el uso de un absorbedor de contacto turbulento, y el licor absorbente contenía un por ciento de sólidos de 8 a 15 por ciento. Al no estar presente el magnesio, el por ciento de remoción variaba entre 60 y 7 5 por ciento, dependiendo del pH. Para una concentración de Mg+ 2 de alrededor de 800 ppm, y el mismo intervalo de pH, la eficiencia de remoción estaba entre 82 y 94 por ciento. Esto equivale a casi 25 ó 35 por ciento de aumento en la eficiencia de remoción del so2, cuando se añade el magnesio. 7.4-D

Depuración por el óxido de magnesio

En el proceso de depuración por el c)xido de magnesio, el MgO en la lechada funciona de la misma manera que funcionan la caliza o la cal en el proceso de depuración por la cal. La diferencia crítica entre ambos procesos estriba en que la depuración por el óxido de magnesio es regenerativa, mientras que la depuración por la cal se considera en general un proceso desechable_ Todos los procesos de MgO implican depuración con una lechada de Mg(OH)2. La absorción del S0 2 por la lechada conduce a la formación de sulfito (o sulfato) de magnesio. La separación o calcinación de este sólido regenera el MgO y produce una corriente gaseosa con 1 O a 15 por ciento de dióxido de azufre. (El coque o cualquier otro agente reductor añadido en la etapa de calcinacifm reducirá cualquier sulfato presente). El óxido de magnesio regenerado se regresa al depurador. En la figura 7.4 se muestra un esquema del proceso. El proceso regenerativo requiere la remoción previa de la ceniza fina antes del paso del gas a través de la unidad depuradora. La corriente de so2 procedente del calcinador se usa con mayor frecuencia en la producciém del ácido sulfúrico. Es posible la producción de azufre, pero sería costoso puesto que la corriente de so2 está bastante diluido. Constituye una ventaja notable del sistema en que varias estaciones de energía podrían enviar el absorbente cargado a una planta central de regeneraciém para la recuperación del MgO. Si existiera un suficiente mercado local para todo el ácido producido, la economía del sistema se mejoraría notablemente. Se han llevado a cabo proyectos de demostración, parcialmente respaldados por la i\PA, en la estación Mystic de Boston Edison y en la estación Dickerson de la Potomac Electric and Power. La primera es una unidad de 150 MW que opera con un petróleo que tiene 2.5

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454

CONTROL DE LOS OXIDOS DE AZUFRE Gases de la combustión

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MgO al mezclador

Figura 7.4 Esquema simplificado del proceso de desulfuración de los gases de la combustión por medio del óxido de magnesio.

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por ciento de azufre; la segunda es una unidad de 100 MW que opera con carbón que tiene un 3 por ciento de azufre. La estación Mystic terminó un estudio que tomó 2 años en mayo de 1974. Durante los primeros meses de 1974 la disponibilidad del sistema fue de 85 por ciento. Los fallos en los tubos de la caldera representaron el 75 por ciento de las paradas, siendo el depurador responsable del resto. El sistema alcanzó un 91 por ciento de eficiencia de remoción del so2, y los bloques, formación de costras y la erosión se podían considerar como despreciables. Los sistemas utilizados en las estaciones Mystic y Dickerson son procesos Chemico-Basic, que utilizan depuradores venturi. Los estudios han demostrado la posibilidad de calcinar sulfitos y sulfatos para regenerar nuevamente el óxido de magnesio activo. El absorbente reactivado mostró un 90 por ciento de eficiencia de remoción, comparado con el 95 por ciento para el absorbente virgen. En 1974, el costo adicional era de $1.40 por barril de petróleo que se quemaba. En comparación, hubiera costado $3.00 extra por barril para utilizar petróleo de 0.5 de azufre en lugar del petróleo de 2.5 por ciento utilizado en realidad. Los experimentos con unidades que consumen carbón han demostrado ser tan eficientes, si no mejores que la unidad alimentada con petróleo que se acaba de comentar. United Engineers han establecido otro sistema de depuración con óxido de magnesio, para la estación Eddystone de la Philadelphia Electric Company. Esta unidad de 1 20 MW opera con un carbón que contiene 2.5 por ciento de azufre. Debido a que el sistema de depuración con MgO es regenerativo presenta una desventaja: se requerirá calor para calcinar, además del

PROCLSOS DI DI·:SULFURACION DF LOS GASES DE LA COMBUSTION

455

ya requerido para elevar la temperatura de los gases de la combustión a fin de que adquieran el impulso ascendente adecuado para la chimenea. Bajo condiciones óptimas, la venta de un producto tal como el ácido sulfúrico compensaría el costo adicional de la calcinación. El sistema ofrece una gran ventaja: debido a que se traza de un circuito cerrado, no produce residuos y por tanto no existe problema alguno de eliminación de los residuos ( 13). 7.4.E

Depuración mediante un solo álcali

La principal competencia en el campo de la absorción alcalina se establece entre el sodio y el amoniaco ( 14 ). Las soluciones claras de cualesquiera de los dos constituyen excelentes absorbentes del S0 2 • Se evita por consiguiente, el problema asociado con la depuración por lechada (el uso de lechadas alcalino térreas). Además, la etapa de regeneración se puede efectuar en un medio líquido, a temperaturas relativamente bajas. Una ventaja que tiene la depuración por el sodio (generalmente con NaO ó Na 2 S0 3 ) sobre el amoniaco es que el catión no es volátil. La formación de vapores constituye un problema en los depuradores por amoniaco. Sin embargo, ambos procesos producen un producto secundario indeseable pero inevitable en el depurador: sulfato de sodio en un caso y sulfato de amonio en el otro. Para la regeneración (o para la venta como fertilizante), el sulfato de amonio es un producto secundario mucho más conveniente, y confiere, por tanto, la ventaja a la depuración por el amoniaco (15). Uno de los métodos más conocidos en que se utiliza el sodio como base es el sistema de Wellman-Power Gas. LaAPApatrocinóconjuntamente un proyecto con el Northern Indiana Public Service, para la construcción de una unidad de 115 MW en Gary, Indiana, que empezaría a funcionar a mediados de 197 7. Una solución de sulfito de sodio (Na 2 S0 3 ) lava el S0 2 del gas de la combustión y se forma bisulfito de sodio (NaHS0 3 ). La reacción básica es 502

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El sulfito de sodio se regenera en un cristalizador evaporador, mediante la aplicación de calor. Al mismo tiempo se produce una corriente de S0 2 , con una concentración de un 90 por ciento. La reacción global de regeneración e:2NaHS01

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En este caso en particular la corriente de S0 2 pasa a una planta de la Allied Chemical donde se forma azufre elemental por el proceso de

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456

CONTROL DF LOS OXIDOS DI·: AZUJ'RE

Claus. A continuación, viene la producción de acido sulfúnco. Para un carbón con bajo contenido de azufre, se supondrá una concentración de so2 de 200 ppm en la corriente de salida de la chimenea. Una objeción a este proceso, a la que ya se hizo referencia, es la necesidad de disponer de los cristales de sulfato de sodio. El costo de instalación del sistema se estimó en $120/kW, con un costo de opera6 ción de $0.60/10 Btu. En la figura 7.5 se muestra un esquema del proceso.

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Los datos de funcionamiento actual en la planta de la NIPSCO en Gary indican una eficiencia de remoción promedio del S0 2 , de 91 por ciento, a fines de 1977. El sistema realizó también una buena tarea de remoción final del polvo, operando sobre emisiones de partículas por debajo de 0.08 libras/1 0 6 Btu. Se cumplieron las metas de los costos de operación, y el azufre producido alcanzó una pureza de 99.9. El consumo de carbonato de sodio, utilizado para la reposición del sodio, se mantuvo por debajo de las especificacio:.es máximas durante el período de prueba. La más grande utilización mundial del sistema de DavtfWellman Lord de purificación y recuperación para el control del S0 2 , ha sido instalado en la estación de San Juan del Public Service de Nuevo México, situada en el área de Four Corners de Nuevo México. El programa de construcción de dos años se terminó a mediados de 1978. El costo del proyecto fue de $120 millones para las dos unidades de 330 MW. Los depuradores están precedidos por precipitadores electrostáticos diseñados para una eficiencia de 99.9-99.7 por ciento. Se usa carbonato de sodio para la reposición, Gas purificado

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y un proceso de recuperación de la Allied Chemical produce azufre para la venta. Se deberán obtener cerca de 2300 librasfh de azufre, de cada unidad de 330 MW. A principios de 19 74 se inició la depuración por medio del sodio sobre dos unidades de 125 MW en la estación Reid Gardner de la Nevada Power Company. A mediados de 1976 se instaló una tercera unidad de 125 MW provista de su depurador. El control del dióxido de azufre se obtiene por un sistema desechable que u ti liza carbonato de sodio y diseñado por Combustion Engineering Associates. Esta planta tiene una característica interesante por el hecho de que el carbón utilizado tiene un bajo contenido de azufre (0.5 a 1 por ciento). Los gases de la combustión pasan primero a través de un depurador venturi, instalado por la CEA, donde se elimina la mayor parte de las partículas. Los gases pasan después a través de una torre de absorción donde se ponen en contacto con la solución de carbonato de sodio. Se elimina aquí más del 90 por ciento del S0 2 y la mayor parte de las partículas remanentes. Ha tenido lugar una reducción del contenido de S0 2 desde 350 ppm a valores tan bajos como 12 ppm. La reglamentación estatal para emisiones de so2 para la planta es de 50 ppm. Los residuos de sulfito y sulfato de sodio y las cenizas se descargan en estanques impermeabilizados de 45 acres. El costo de la readaptación de la planta original de 250 MW fue de 9.5 millones de dólares. El proceso de depuración por el amoniaco está sometido a una investigación activa y se ha llevado a cabo una demostración exitosa en una corriente lateral de 30 MW perteneciente a una planta de 250 MW cerca de París, Francia, a mediados de 1976 (16). En el proceso francés IFP, los contaminantes se recogen primero en un licor amoniacal acuoso, en una sección de depuración. En una segunda sección de reacción o conversión, el licor se cambia a amoniaco, dióxido de azufre y agua. Parte del S0 2 se convierte después en H 2 S, y el H 2 S y el S0 2 , en una relación de 2: 1, se con vierte en azufre elemental por medio del proceso de Claus. El amoniaco se recupera y se recircula nuevamente a la sección del depurador. El costo estimado de instalación se calculó como $60fkW, y se han citado costos de operación de 3.3 milésima/kW-h (sin tener en cuenta los ingresos por concepto de la venta de azufre). 7 .4. F

Tanque de mezclado

Figura 7.5 Esquema simplificado de la depuración por un solo álcali de los gases de la combustión, pero utilizando la regeneración.

457

Depuración por doble álcali

En la secciím anterior se discutió un sistema desechable de un solo álcali, utilizando sodio. Este proceso resulta muy caro cuando el con tenido de azufre del carbón sea alto, ya que no hay regeneración de los productos químicos costosos que hay que utilizar. No obstan-

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Figura 7.6 Esquema del proceso de depuración por doble álcali.

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te, se puede superar esta característica con un sistema de doble álcali. La etapa primaria implica generalmente una solución de óxido de sodio o de hidróxido de sodio, la que se combina con el dióxido de azufre para formar primeramente sulfito de sodio (Na 2 S0 3 ). El licor agotado en el depurador se pasa a una etapa secundaria donde se añade cal en un reactor; (se trata de un segundo álcali de poco costo). El precipitado de sulfito o sulfato de calcio se separa en un tanque decantador, y el secado final se efectúa en un filtro de tambor rotatorio. El producto seco final resulta apropiado para terraplenes. La costosa solución alcalina de sodio se rc¡:enera continuamente en el reactor y es recirculada al absorbedor de la etapa primaria. Las firmas Combustion Equipmen t Associates y la Envirotech Corpora tion se encuentran entre los proveedores de los sistemas de doble álcali. En la figura 7.6 se muestra un esquema general de un sistema de depuración por doble álcali. Dos sistemas de doble álcali, instalados por la CEA fueron puestos en operación en la estación Colstrip de la Montana Power Company a fines de 1975 y principios de 1976. Ambas unidades son de 360 MW y las eficiencias medidas de remoción para el SO, están dentro del intervalo de 70 a 75 por ciento (11). El promedio de disponibilidad anual era del 8 7 por ciento para las dos unidades. Otras unidades fabricadas por esta compañía y por otras comp añías están en operación o en la etapa de planeación y construcción, en estos momentos. 7 .4.G

Depuración mediante el ácido cítrico

La absorción de S0 2 en una solución acuosa que contenga citrato de sodio (con alguna cantidad adicional de ácido cítrico y tiosulfato

PROCJo:SOS DI· DESULFURACION DF LOS GASLS DI- LA COMHUSTION

459

de sodio) constituye otro método posible para desulfuración de los gases de la combustión. Este proceso, conocido como el Proceso del Citrato, es aplicable a las emisiones de dióxido de azufre de las estaciones generadoras de energía, refinerías e industrias metalúrgicas. Lo desarrolló el United States Bureau of Mines a fines de 1960 para su utilización específica en la industria de la fundición no ferrosa. Después de casi una década de pruebas a pequeña escala, se realizó una prueba de tres años en una planta piloto, en 1976, para una fundición de metales básicos. El proceso global de diseño fue mejorado sobre esta base y se inició una demostración a escala comercial de la tecnología de los citratos (17). Durante 1978 se iban a iniciarlas pruebas de una corriente de gases de combustión de 156,000 pies cúbicos por minuto, procedente de una planta generadora de energía que se alimentaba con carbón; la planta era propiedad de la St.Joe Mineral Corporation cerca de Pittsburgh, Pennsylvania. Se pretende, desde un punto de vista econé)mico ( 18) que el Proceso del C. trato sea aplicable a gases de combustión que con tengan de 500 ppm a 5 por ciento de S0 2 en volumen. La eficiencia de remoción obtenida sea cuando menos de 80 a 90 por ciento, y las pruebas a escala de planta piloto han mostrado valores que sobrepasan el 99 por ciento. Una de las principales ven tajas de este proceso se basa en que el azufre elemental constituye el producto primario, que se puede almacenar con facilidad y es de venta directa. La pureza del azufre producido llega al 99.5 por ciento y es por tanto de calidad adecuada para servir de materia prima de algunos procesos industriales. No se requiere disponer de una cantidad significativa de lodos y el ácido orgánico reactivo no es tóxico y es biodegradablc. Por tanto, es mínimo el impacto del proceso global sobre el ambiente. El proceso posee una capacidad óptima para resistir sobrecargas a corto plazo del S0 2 , y el proceso de absorción está libre de problemas de costras y de taponamientos. La relación entre el líquido y el gas (aproximadamente de 4 a 7 galones por minuto por 1000 pies cúbicos por minuto) es relativamente baja y produce pérdidas de carga reducida de bombeo y de ventilación. En total, tanto la demanda de energía eléctrica como la del vapor para el proceso resultan ser bajas. Por tanto, sucede que sólo 3 por ciento de la producción de un equipo de generación de energía será la requerida para la operación del Proceso del Citrato. Es imperativo que las partículas sean removidas antes de la etapa de absorción del Proceso del Citrato. La remoción del S0 2 en el absorbedor se ve aumentada por la propiedad amortiguadora del ácido cítrico, la que mantiene el pH alrededor de 4.5. (Una solución amortiguada es aquella a la que se k pueden aüadir grandes cantidades áe ácido o base con sólo un pequeño cambio resultante en la concentración del ion hidrógeno). Para el control del pH de lo~ gases de la com-

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CONTROL DE LOS OXIDOS DI·: AZUI'RE

bustión se requerirá una solución 0.25 M de ácido cítrico. La temperatura de la solución constituye la otra variable de operación importante y que ejerce su mayor efecto sobre la eficiencia de remoción del so2· La absorción del S0 2 está controlada por una reacción en la que se forman bisulfitos, a saber, S02 (g) + H 2 0(1) ~ HS03

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No se forman sólidos en el absorbedor. Una fracción importante del proceso global está dedicada a la regeneración de la solución con un con tenido alto de citratos que sale del absorbedor. La regeneración se efectúa por la reacción en la fase líquida del bisulfito con el ácido sulfhídrico (H 2 S). La reacción global de regeneración está dada por H+ +HS03 - +H 2 S ~ .3S(s) + 3H 2 0

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El sulfuro elemental formado en esta reacción se concentra y se elimina de la solución por medio de la flotación con aire. La lechada resultante se trata nuevamente para producir un producto líquido de azufre. La solución pobre de ácido cítrico se regresa al absorbedor de S0 2 • Finalmente, tendrá que haber H 2 S disponible para la conversión del bisulfito en azufre elemental. Si no se pudiera obtener de alguna otra fuente en la planta se puede producir por la reacción de parte del azufre recuperado con un gas reductor como el hidrógeno, metano, metano! o monóxido de carbono. Aproximadamente dos tercios del azufre producido se convierte en H 2 S para ser utilizado en la etapa de precipitación del azufre. La economía correspondiente al proceso del citrato ha sido estimada sobre la base de dólares de 19 77 ( 18). Para una planta generadora de energía con capacidad de 1 000 l\1W y alimcn tada con carbón, el costo total de inversión llegaría hasta cerca de 73 millones para la cantidad de 63,000 toneladas del azufre recuperado. El costo total directo de operación (sin aplicar los intereses al capital ni acreditar el azufre producido) llegaría hasta cerca de 16 millones. El costo de operación unitario es de 2.4 milésimasfkW-h. 7.4.H

Depuración en seco

Antes de 1980, la remoción por absorción del S0 2 se efectuaba por medio de una técnica conocida como depuración húmeda. Este término de depuración húmeda implica simplemente que el S0 2 sale del equipo de absorción en una solución o lechada y que es necesario un tratamiento adicional a fin de que el azufre pueda ter-

PROCI':SOS DI·: DI'SULI'URACION DJ·: LOS GASLS DL LA COM13USTION

461

minar en una operación adecuada de terraplenado o en alguna forma de producto con valor comercial Por tanto, se necesitará un equipo considerable para completar el proceso, una vez que se ha removido el S0 2 en la operación del depurador. Como alternativa a este proceso se tiene otro conocido como depuración en seco o absorción mediante secador de aspersión. Como en la depuración húmeda, se remueve el so2 poniéndolo en contacto con una solución absorbente adecuada. Por ejemplo, podría ser, una solución de carbonato de sodio o de cal apagada. Sin embargo, en el caso de la depuración en seco, la solución es bombeada a atomizadores que crean un rocío de gotas muy finas. Las gotas se mezclan con el gas entrante procedente de la combustión en una cámara muy grande, y la absorción subsiguiente conduce a la formación de sulfitos y sulfatos dentro de las gotas. De manera casi simultánea, el calor sensible del gas de la combustión evapora el agua de la gota. Por tanto, se forma un polvo seco antes de que el gas salga del secador de aspersión; de ahí proviene el nombre -depuración en seco. La temperatura del gas que sale del secador por aspersión está ahora alrededor de 50°F (30°C) por encima de su punto de rocío. Otro punto importante que hay que considerar en la depuración en seco es que las cenizas finas que se encuentran en el gas de la combustión no es eliminada antes de entrar al secador por aspersión. Por tanto, el gas de la combustión que abandona el secador por aspersión contiene una mezcla de partículas, tanto de productos de la reacción como de cenizas finas. Esta mezcla de partículas es comúnmente muy homogénea en el tamaño de las partículas y en sus características físicas a las propias cenizas finas. Por consiguiente se podrán utilizar sistemas convencionales de remoción para completar el proceso global. A pesar de que se podrían utilizar precipitadores electrostáticos, el diseño implica por lo general una casa de bolsas que emplean fibra de vidrio recubierta con teflón. Se supone que las emisiones posibles de partículas serán menores de 0.01 granos/pie 3 (0.02 g/m 3 ). El uso de una casa de bolsas en lugar de un PEE resultará ventajoso en términos de la remoción de S0 2 • El gas residual procedente del secador pasa a través de material que no ha reaccionado acumulado en las bolsas, y podrá haber una remoción adicional de S0 2 • Entre las principales ventajas del sistema de secador por aspersión (en comparación con muchos procesos de depuración húmeda) se tiene el uso de mucho menos equipo con la concomí tan te reducción de los costos de mantenimiento y operación. Además, es posible recoger simultáneamente tanto las cenizas finas como el material residual, lo que no es posible con algunos procesos de depuración húmeda. En la práctica, tanto el secador de aspersión de la primera etapa, como el filtro de tela de la segunda etapa están diseñados de tal manera que no sea necesario interrumpir la operación del sistema para el mantenimiento normal.

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El primer sistema comercial de depuración en seco que se instalará en los Estados Unidos está programado para iniciar sus operaciones para mediados de 1981 en la estación Coyote, cerca de Beulah, Dakota del Norte. La unidad de 410 MW consume lignito con contenido promedio de azufre de O. 78 por ciento y aproximadamente 7 por ciento de ceniza (19). Se utiliza el carbonato de sodio como reactivo para la remoción del azufre. La caída de presión durante la operación al atravesar el equipo de desulfurización del gas de escape y sus tuberías asociadas, se anticipa como aproximadamente 13 pulgadas de H 2 O (32 mbar), y la relación entre líquido y gas como alrededor de 0.3 galones/ 1000 pies cúbicos de gas de combustión. El costo de instalación del sistema de control de las instalaciones es de $78/kW en dólares de 19 7 7. Se proyecta instalar un segundo sistema de depuración en seco en dos unidades de 440 MW en la estación Antelope Valley, de la Basin Electric Power Cooperative, cerca de Bismarck, Dakota del Norte (20). Las unidades están programadas para estar en operación en abril de 1982 y noviembre de 1983, respectivamente. La estación utiliza lignito pulverizado como combustible, y se utilizará una lechada de cal apagada para la remoción del so2 en el secador por aspersión. Se utilizará una casa de bolsas para retener las cenizas finas y el polvo seco que contiene los sulfitos y sulfatos de calcio. La concentración de so2 a la entrada, que es de aproximadamente 800 ppm en el gas de la combustión se bajará a 300 ppm, lo que será suficiente para cumplir las normas de Dakota del Norte de O. 78 libras S0 2 /millón Btu. Las unidades de depuración en seco instaladas en Dakota del Norte estarán contituidas por sistemas desechables. La viabilidad de un nuevo sistema para la regeneración del agente de sodio como depurador y producir un nuevo tipo de azufre, será sometido a prueba en la demostración de un proyecto de 100 MW, programado para la estación Huntlcy, de la Niagara Mohawk Corporation. Utilizando el proceso acuoso de carbonato de la Rockwell International, se espera que la construcción de la planta esté terminada para mediados de 1 981. Los sólidos del proceso de secado por aspersión son colectados por un PEE, combinado con un poco de carbón, y alimentado a un reactor a 1800'-'- 1900°F (1250'-'- 1310°K) y después a una serie de columnas. Se obtiene como resultado la regeneración del carbonato de sodio y la producción del ácido sulfhídrico, el que se convierte en azufre. Una de las principales ventajas del proceso de reducción es el uso del carbón, en lugar de un gas costoso como el gas natural. El costo proyectado es de $51 millones. 7.4.1

PROCI SOS Di' DFSULI,.URACION DF LOS GASLS DF LA COMI3USTION

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CONTROL DE LOS OXIDOS DE AZUFRE

Otros métodos y costos

Otros métodos para la desulfuración del gas de la combustión, son posibles; éstos incluyen sistemas tanto húmedos como secos. Se inclu-

yen la adsorción por carbón vegetal, depuración con ácido sulfúrico seguida por la cristalización con caliza, y la depuración orgánica. La Foster-Wheeler trabaja con firmas alemanas en un intento para demostrar que utiliza carbbn activado para la remoción del S0 2 • El programa de $4.1 millones, demostrado en una caldera de generación de energía que consume carbón, implica la conversión de S0 2 a azufre elemental. La] oy Manufacture ha anunciado (1979) un proceso de recuperación, llamado proceso Cooper, que elimina 99 por ciento e más del S0 y produce sulfato de potasio, un valioso producto fertilizante. Un 2proceso llamado SULF-X, patentado por la Pittsburgh Environment and Energy Systems, Inc., utiliza sulfuro de hierro (FeS) en lugar de caliza para la remoción del dióxido de azufre de los gases de la chimenea. El azufre elemental es el único producto derivado del proceso. Desde 1979, el proceso iba a ser adaptado a una planta de 3 MW, que consumía carbón, y situada en Pittsburgh. Para información adicional, se refiere al lector a la literatura actual. Las referencias ( 11, 14, 21 y 22) proporcionan resúmenes de muchos de los procesos de desulfuración, en uso y en investigación. Debido a los rápidos cambios en los precios a mediados de la década del 70, es difícil pronosticar los costos de instalación y operación de las unidades de remoción del dióxido de azufre en las plantas generadoras de energía eléctrica. A principios de 1979, el costo de instalación en nuevas unidades variaba probablemente desde $100 a $150 (kW. Los costos para readaptar unidades existentes estaban quizá alrededor de $125 a $175/kW. Para una estación de 500 MW, el costo estaría dentro del intervalo de los $40 a los $60 millones. El costo de la planta de energía solamente llegaría hasta cerca de $500 a $650fkW. Por tanto, un sistema para la remoción del dióxido de nitrógeno representa una considerable fracción del costo total de una nueYa planta generadora de energía que requiera control de las emipodrÍa lle?,ar hasta siones. El costo de operación en este mismo período 6 más de 4.5 milésimasfkW-horas, 50 centavos/10 Btu, o $12/Loncladas de En carbón. resumen, se puede afirmar que ningún método de remoción de so2 de grandes cantidades de gases de la combustión ofrece una bien definida ventaja sobre los otros. Todos los sistemas propuestos requieren extensas modificaciones del diseño básico de la planta de energía. Algunos sistemas no se pueden readaptar a unidades existentes. En algunos casos, se requieren áreas de terreno relativamente grande para acomodar el equipo adicional para el proceso de remoción del S0 • Se requerirán áreas adicionales de terreno cuando se use 2 un sistema desechable. Es m:ts que probable que cierto número de procesos puedan ser provechosos, adaptadas a determinada situación que implique la disponibilidad del terreno, el contenido de azufre dd

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CONTROL DE LOS OXJDOS DE AZUFRF

combustible, la presencia de un mercado local para los productos de la recuperación, como el azufre y el ácido sulfúrico, así como otros factores.

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¿cuáles son las objeciones al proceso desechable en la depuración por la cal, para la remoción del so2 de los gases de la chimenea? ¿cuáles son las ventajas del proceso desechable en la depuración por la cal?. ¿Qué procesos se podrían recomendar para eliminar el so2 de los gases de la combustión en un horno industrial alimentado con petróleo, y con una tasa de vapor de 100,000 libras/hora? ¿Por cuáles métodos se podrían cumplir las normas federales de emisión de 1970, para una planta de calefacción industrial, alimentada con carbón? ¿por qué son factibles dichos métodos? ¿cuáles serán las objeciones al uso de chimeneas altas para cumplir las normas de emisión? Comentar el impacto que tendría el tonelaje de azufre o ácido sulfúrico recuperados del so2 en el tratamiento de los gases de la combustión, sobre la industria química si se requiriera que todas las plantas generadoras de energía, alimentadas con carbón o petróleo, utilizaran dichos procesos de tratamiento? Si se requiriera que todas las plantas de generación de energía que consumen petróleo, utilizaran los procesos de recuperación del azufre, ¿qué sugerencias se podrían hacer para la disposición del sobrante de azufre o ácido sulfúrico?

BIBLIOGRAFlA

465

a fin de que la planta pueda cumplir una norma de emisión de 0.8 libra/ 106 Btu, para una planta nueva? 7.4 Considerar una mezcla gaseosa inicial que contiene 2500 ppm de S0 2 y 60 ppm de S03, más 3.0 por ciento en volumen de 02. Si la temperatura es de 1000°K, estimar las concentraciones de equilibrio del S02 y el S03, con base solamente en consideraciones termodinámicas. La presión es de 1 atmósfera. 7.5 Se utiliza caliza {CaC03) en un sistema desechable para la depuración por caliza en una planta generadora de energía que consume un carbón que contiene 3.60 por ciento de azufre y 7. 70 por ciento de ceniza. La eficiencia de remoción del so2 tendrá que ser de 85 por ciento a fin de cumplir las normas federales para el S02. Determinar a) las libras estequiométricas de caliza requeridas por libra de azufre en el carbón, b) las libras de caliza requerida por tonelada de carbón si se utiliza 30 por ciento de exceso de caliza, e) las libras de lodo producido por tonelada de carbón si el lodo tiene 60 por ciento de agua y 40 por ciento de CaS04 •2H20, más la ceniza. 7.6 Una planta generadora de energía eléctrica consume un carbón que tiene 4.0 por ciento de azufre y un valor calórico de 11,500 Btu/libra. La eficiencia térmica de la planta es de 33 por ciento y el contenido de ceniza del carbón es de 6.5 por ciento. Determinar a) la eficiencia de remoción del S0 2, b) las toneladas de caliza requeridas {CaC03) por día si la lechada de caliza del depurador contiene 30 por ciento de exceso de caliza y e) las toneladas de lodos producidas por día {incluyendo la ceniza) por proceso desechable, si los lodos tienen 60 por ciento de agua y 40 por ciento en peso de CaS04 •2H20 más la ceniza.

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BIBLIOGRAFIA PROBLEMAS 7.1 Se diseña una nueva planta para generar energía, que ha de consumir un carbón que tiene un con tenido de azufre de 3 por ciento y un valor calórico de 11,000 Btu/libra, ¿cuál será la eficiencia mínima que podrá tener un sistema de remoción de dióxido de azufre a fin de que la planta cumpla con una norma de emisión de 1.2 libra/10 6 Btu? 7.2 Se diseña una nueva planta para generar energía, dicha planta ha de consumir un carbón que tiene un contenido de azufre de 4.1 por ciento y un valor calórico de 10,800 Btu/libra, ¿cuál sería la eficiencia mínima que podrá tener un sistema de remoción de dióxido de azufre, a fin de que la planta cumpla con una norma de emisión de 1.2libra/106 Btu? 7.3 Se está considerando utilizar aceite combustible No. 5, que tiene un contenido máximo de azufre de 2.0 por ciento y un valor calórico 14,800 -Btu/galón, para alimentar una caldera de tipo industrial. Si la densidad relativa del aceite es dt 0.953, ¿cuál será la eficiencia mínima que se podrá exigir de un sistema de depuración de dióxido de azufre

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1

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466

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CONTROL DE LOS OXIDOS 01-: AZUFRE

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Modified Limestone." 1030-1033.

J. Air Pollu. Control Assoc. 28, No. 10 (1978):

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Capítulo 8

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BiBLIOTECP~. ~

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Control de los óxidos de

13.

Sulfur Oxide Removal from Power Plant Stack Gas: Magnesia Scrubbing. PB-222 509, TV A. National Technical Information Service, 1973. 14. A. V. Slack. "Removing S02 from Stack Gases." Enviran. Sci. Tech. 7 (1973): 110. 15. Sulfur Oxide Removol from Power Plant Stack Gas: Ammonia Scrubbing. PB-196 804, TVA. National Technical Information Service, 1970. 16. "Regenerative S02 Removal Process." Enviran. Sci. Tech. 11, :": . 1 0 (1977): 22-23.

1 -

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nztrógeno en fuentes estacionarias

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20. R. A. Davis y colaboradores. "Dry S02 Scrubbing at Antelope Valley Station." 41st Annual American Power Conference, Chicago, 111., abril, 1979. 21. G. T. Rochelle. "A Critica! Evaluation of Processes for the Removaí of S0 2 from Power Plant Stack Gas." Annual Meeting, Air Pollution Control Association, junio, 1973. 22.

"S02 Removal Tech¡¡ology Enters the Growth Stage." Enviran. Scz: Tech. 6 (agosto 1972).

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8.1

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INTRODUCCION

1~

Los óxidos gaseosos estables del nitrógeno incluyen el N 2 O (óxido nitroso), NO (monóxido de nitrógeno),N 2 0 3 (trióxido de nitrógeno), N0 2 (dióxido de nitrógeno) y N 2 0 5 (pentóxido de nitrógeno). También existe una forma inestable, el N0 3 • De éstos, los únicos que están presentes en la atmósfera en cantidad significativa son el N 2 O, NO, y N0 2 • Por tanto, estos tres son contribuyentes potenciales a la contaminación del aire. El óxido nitroso (N 2 O) es un gas inerte con características anestésicas. Su concentración ambiental es de 0.50 ppm, que está considerablemente por debajo de la concentración de umbral que pudiera producir un efecto biológico. Además, tiene un ciclo ambiental balanceado que es independiente de los otros óxidos de nitrógeno. El monóxido de nitrógeno (NO) es un gas incoloro y su concentración ambiental es por lo general menor que 0.5 ppm. A estas concentraciones, su toxicidad biológica en términos de la salud humana es insignificante. Sin embargo, el monóxido de nitrógeno es un precursor de la formación del dióxido de nitrógeno y es también un compuesto activo en la formación del neblumo fotoquímico. Por tanto, inicia reacciones que producen contaminantes del aire. Por consiguiente, el control del NO es un factor importante en la reducción de la contaminación del aire. El dióxido de nitrógeno (N0 2 ) es un gas pardo rojizo y es muy visible cuando está presente en una suficiente cantidad. Una concentración de 1 ppm de N0 2 es probable que sería detectado a simple vista. La norma para la calidad ambiental del aire con resnecto al N0 2 , 467

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CONTROL DF LOS OXIDOS DE NITROGENO

en el estado de California, se fijó inicialmente en 0.25 ppm (sobre un promedio horario), principalmente sobre la base de los efectos de la visibilidad. No se conocen del todo los efectos toxicológicos y epidemiológicos del N0 2 sobre los seres humanos. Por lo que se sabe, el N0 2 no es un contaminante primario en el sentido de que afecta en forma directa la salud humana, a menos que la concentración sea muy elevada. Antes, el límite de umbral en el ambiente ha sido considerado como alrededor de 5 ppm para la exposición diaria. Se ha sugerido un nivel de umbral de aproximadamente 1.5 ppm de N0 2 para los trastornos fisiológicos (1). El riesgo ambiental del dióxido de nitrógeno está asociado principalmente con los efectos en los pulmones (respiratorios) del contaminante. Individuos sanos expuestos a concentraciones de N0 2 entre O. 7 y 5 .O ppm durante 10 a 15 minutos han desarrollado condiciones anormales en la resistencia de los conductos pulmonares. La exposición a 15 ppm de N0 2 causa irritación en los ojos y en la nariz, y se han notado trastornos en los pulmones a 25 ppm, para una exposición de menos de 1 hora. No obstante, estos resultados carecen probablemente de importancia en el campo de la medicina, en lo que respecta a las concentraciones presentes en la atmósfera ( 1), puesto que ocurrieron a sólo niveles de dióxido de nitrógeno de 5 a 20 veces el nivel del aire ambiente. No se conoce de una manera adecuada la importancia de los niveles usuales atmosféricos del N0 2 en lo que concierne a la salud humana. La norma federal primaria para la calidad del aire ambiente es de 100 p,gjm 3 , ó 0.05 ppm sobre una base anual. En los gases de los procesos y en la atmósfera ambiental tanto el NO como el N0 2 están presentes, por lo general, en cantidades significativas pero en proporciones variables. En los comentarios generales, se agrupan bajo la fórmula genérica NOx. No obstante, cuando se presentan datos reales, los valores de masa o volumen se citan frecuentemente sobre una base de "N0 2 equivalente" .

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8.2

FUENTES Y CONCENTRACIONES DEL NOx

Más del 90 por ciento de todos los óxidos de nitrógeno producidos por el hombre se originan por el consumo de combustibles. A una escala nacional, aproximadamente la mitad del NOx proviene de fuentes estacionarias, mientras que el resto proviene de fuentes móviles, tales como los motores de encendido por chispa o por compresión, instaladas en automóviles y camiones. En la tabla 8.1 se presenta, una lista para 19 7 7, de las emisiones estimadas de NOx , a una escala nacional, procedentes de fuentes tanto estacionarias como móviles. Se observará que el consumo de combustible en las fuentes estarionarias, 1

469

I·UENTFS Y CONCI·:NTRI\CIONJ·:S DEL NOx

Tabla 8.1 Estimado de las emisiones de NOx en los Estados Unidos para el año de 1977. Miles de tonl'iadas

Fuente

Transporte Consumo de combustible, en fuentes estacionarias Procesos industriales Disposición de desechos sólidos Misceláneas

Por ciento

10,100

39.8

14,300 780 110 110

56.3 3.1 0.4 0.4

--25,400

-100.0

que incluyen las plantas termoeléctricas, representa casi 56 por ciento del total de 2 5.4 millones de toneladas/año, con aproximadamente 40 por ciento atribuido a fuentes móviles (2). Sobre una base global, la tasa de emisión de NOx producida por el hombre no representa una seria preocupación en la actualidad. Los óxidos de nitrógeno son parte esencial del ciclo de nitrógeno en la naturaleza. El dióxido de nitrógeno se hidroliza a ácido nítrico en la atmósfera, que se precipita a su vez como nitrato. Estos últimos regresan a la superficie terrestre como fertilizante para promover el crecimiento orgánico. Entre las posibles reacciones atmosféricas para la formación del ácido nítrico se tienen: Oa + N02 ~ N0 3 + 0 2 NOa N20

5

OH

+ N02 ~ N 20 5 + H 20 ~ 2HN03 + N02 ~ HN03

El ácido nítrico es un principal contribuyente de la lluvia ácida, que se trata en el capítulo l. Se estima que el NOx formado en este ciclo natural asciende a 500 X 10 6 toneladas/año. Esto representa 20 veces la tasa de emisión nacional total en 19 7 7. Se tiene, como resultado de este ciclo que la concentración promedio de fondo del NOx, en ambientes no contaminados, es alrededor de 1 ppmm. Por el contrario, las áreas metropolitanas urbanas tienen concentraciones que promedian frecuentemente 40 a 80 ppmm, o más altas. La máxima concentración de los óxidos de nitrógeno en las principales áreas urbanas pueden alcanzar los niveles de 0.3 a 1.4 ppm, para tiempos promedio de l día o menos. El nivel promedio del NOx en la atmósfera de las áreas de California cargadas de neblumo es alrededor de 0.25 ppm, con una máxima concentración que puede alr·mzar 3.5

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470

CONTROL DE LOS OXIDOS DF NTTROGENO

ppm. A pesar de que no se poseen datos amplios de otros países, se han reportado valores horarios de 0.11 a 0.25 ppm para Londres y varias ciudades del Japón (3, 4, 5). Se puede ver, de los datos anteriores, que la contaminación del aire asociada con el NOx representa un problema local. Dependerá de las tasas de emisión de las fuentes en el área local. Con base en los conocimientos médicos actuales y de las concentraciones del NOx, este último no se considera, per se, un riesgo para la salud. El daño real presentado por el NOx a las concentraciones que se encontraron en las áreas metropolitanas se basa en el papel que tiene en las reacciones fotoquímicas que conducen a la formación del neblumo. Estas reacciones llevan a la formación de compuestos químicos que tienen efecto adverso directo sobre los seres humanos y las plantas. En algunas situaciones, el NOx podrá estar presente a una concentración suficientemente alta, y sin embargo, no reaccionar para la formación del neblumo, debido a que están ausentes otras condiciones para la reacción. N o obstante, casi todas las principales ciudades en cualquier país tecnológicamente avanzado, experimentan a veces hoy en día, los efectos inducidos por la presencia del NOx. En una fuente de emisión, la concentración de los óxidos de nitrógeno es mucho más elevada que los valores ambientales. Por ejemplo, la concentración del NOx en el gas de la combustión de un calentador doméstico de agua, alimentado con gas, es de 10 ppm o menos, mientras que el nivel de los gases de la combustión de la caldera de vapor de una planta generadora de energía, puede llegar a 500 a 1,000 ppm. Las cantidades actuales del NOx producidas por cualquier industria pueden ser muy grandes. Por ejemplo, una planta generadora de energía de vapor, de 7 50 MW y alimentada con gas o carbón, produce casi 7,500 a 9,500 libras de NOx (de N02 equivalente} por hora. El gasto total de gases de la combustión para la planta 6 sería casi de 80 X 10 pcsfh. En dichos procesos de combustión, el NOx en los gases de escape en la chimenea estaría formado por 90 por ciento más de NO y el resto sería N02. El tipo de combustible que se utiliza puede alterar significativamente la tasa de emisión. Generalmente, las emisiones de NOx, basándose en la misma energía liberada, aumentan en el orden gas-petróleo-carbón. Esta tendencia se ilustra en la tabla 8.2, que compara los combustibles para los diferentes tipos de usos (6). Aproximadamente, en 1979, los datos nacionales para fuentes estacionarias mostraron que la combustión del carbón y el petróleo representaba en cada uno de ellos del 35 al 45 por ciento de las emisiones de NO", mientras que el gas contribuía cerca del 15 por ciento. Estos valores cambian continuamente según se alteran las asignaciones especificas del combustible a la luz de los nuevos problemas de energ{a y contaminación del aire. Debido a las di-

FUFNTES Y CONCI·NTRACIONI-:S DLL NOx

471

ferencias en las emisiones correspondientes a la combustión del carbón, petróleo y gas, las normas de funcionamiento para las nuevas fuentes estacionarias promulgadas por la AP A difieren para cada tipo de combustible. Por ejemplo, las normas de funcionamiento para las nuevas plantas de vapor para generación de energía eléctrica, en vigor desde febrero de 1980, son (con base en promedios móviles de 30 días): Tipo de combustible

libra/ 10 6 Btu

Gaseoso Líquido Carbón subbituminoso, petróleo pizarroso y combustibles derivados del carbón Carbón de antracita o bituminoso

kg/10 6 k]

0.20 0.30

0.09 0.13

0.50 0.60

0.21 0.26

Estos valores representan promedios de 2 h, expresados como N0 2 equivalente. En contraposición con la tabla 8.2, que indica emisiones típicas de NOx, sobre la base de la liberación de la energía, la tabla 8.3 da una lista de los estimados de factores de emisión promedio para el NOx, con base en la cantidad de combustible consumido (7). La cantidad de NOx dispersada en la atmósfera se puede reducir de dos maneras. El método primario consiste en controlar la reacción que produce el contaminante. Como una segunda posibilidad, se podría remover el contaminante después de que se ha formado. Estos dos métodos se comentan en la sección 8 .4. Los métodos de control para las emisiones de NOx requieren la comprensión de los principales factores causantes de la formaci<ín de NOx. Esto, a su vez, requiere una comprensión general de la qu{mica básica, termodinámica y cinética de las reacciones de formación. Una gran mayor{a de las emisiones de ;-..JOx proceden del consumo de combustibles en dispositivos estacionarios y móviles. Por tanto, se limitará la atención en este capítulo

Tabla 8.2 Comparación del efecto del tipo de combustible en las emisiones de 9 NOx, expresado como libra NOx /10 Btu liberados.

JJomistico y comercial Gas natural Aceite com bustiblc o combustóleo Carbón

Industrias

Servicios eléctricos

110

205

375

80-480 340

480 840

690 840

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472

CONTROL DE LOS OXIDOS DE NITROGENO

Tabla 8.3 Factores de emisión para los óxidos de nitrógeno

Fuente Carbón Doméstica y comercial Industria y servicios Aceite combustible Doméstica y comercial Industria Servicios Gas natural Doméstica y comercial Industria Servicios Turbinas de gas Disposición de residuos Incinerador cónico

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1

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Incinerador municipal Combustión en fuentes móviles Vehículos impulsados con motort"S de gasolina Vehículos impulsados con motores diese! Aviación: aviones de propulsión del tipo de compresor convencional Fabricación del ácido nítrico

Factor de emisión promedio

8 libra/tonelada de carbón consumido 20 libra/tonelada de carbón consumido 12 a 72 libra/1 ,000 galones de petróleo consumido 72 libra/1 ,000 galones de petróleo consumido 104 libra/ 1,000 galones de petróleo consumido 116 libra/millón 214libra/millón 390 libra/millón 200 libra/millón

de de de de

3

pie 3 pie 3 pie 3 pie

de de de de

gas gas gas gas

consumido consumido consumido consumido

0.65 libra/tonelada de desperdicios incinerados 2 libra/tonelada de desperdicios incinerados

TERMODINAMICA DE LA FORMAClON OH NO Y l·:L N02

473

geno molecular es mucho mayor que la de un enlace e - e en un compuesto orgánico. Los estudios de laboratorio (8) han demostrado que la adición de compuestos orgánicos de nitrógeno a las flamas de oxidación del CO conducen a la formación de NOx en ausencia de nitrógeno molecular en el oxidante. Estos estudios cubrían un rango de temperatura de 860° a 1,150°K (1,100° a 1,600°F).

8.3

TERMODINAMICA DE LA FORMACION DEL NOY ELN0 2

Para interpretar correctamente los datos, hacer sugerencias para la modificación de los equipos en uso, y diseñar nuevos equipos, se deberá tener un entendimiento básico de la termodinámica y cinética de las reacciones entre el nitrógeno y el oxígeno, especialmente a altas temperaturas. Las dos reacciones globales de importancia son aquellas que producen monóxido de nitrógeno, NO, y dióxido de nitrógeno, N0 2 • Las reacciones de equilibrio son ( 8.1) N 2 + 02 ~2NO NO+ ~02 ~ N02

113 libra/ 1,000 galones de gasolina consumida 222 libra/1 ,000 galones de petróleo consumido 23 libra/vuelo por motor 9.2 libra/vuelo por motor 57 libra/tonelada de ácido producido

FUENTE: NAPCA. Control Techniques for Nitrogen Oxidesfrom Stationary Sources, AP-67, Washington, D. C.: HEW, 1970 (7).

a las reacciones de la combustión. Las principales fuentes de NOx que corresponden a la combustión se encuentran en la fabricación y uso del ácido nítrico. Existen dos fuentes de nitrógeno que contribuyen a la formación de los óxidos de nitrógeno en las reacciones de combustión. La fuente inevitable en las reacciones entre el combustible y el aire, es el propio aire, que contiene nitrógeno y oxígeno moleculares en una relación molar de aproximadamente 3.75:1. Además, la evidencia indica que los combustibles que contienen nitrógeno en su estructura pueden ser causantes de una apreciable fracción del nitrógeno que aparece finalmente como NOx. En primer lugar, interesan como contribuyentes el aceite combustible o combustóleo y el carbón, ya que el gas natural está esencialmente libre de compuestos del tipo del nitrógeno. Desde un punto de vista teórico, la energía de enlace del N =N en el nitró-

(8.2)

En la tabla 8.4 se muestra la ecuación de la constante de equilibrio

Kp para la reacción (8.1), y valores típicos de Kp, bzsados en las tablas Termodinámicas de la J ANAF. El valor de Kp es extremadamente pequeño (< 10- 4 ) para temperaturas por debajo de 1 ,000°K (1,350°F). Luego, hasta esta temperatura, la presión parcial del NO y, por tanto, la cantidad en equilibrio de NO sería muy pequeña. Por encima de 1 ,000°K se podrían formar cantidades apreciables de NO.

Tabla 8.4 Constantes de equilibrio para la formación de monóxido de nitrógeno a partir de oxígeno y nitrógeno moleculares T

N2

+ 02

;= 2NO

tKJ

Kp

tFJ -

2

(PN0) K-----

p - (PN 2 )(Po 2)

300 1,000 !.200 1,500 2,000 2,500

80 1,340 1,700 2,240 3,140 4,040

1· UE:'\iTE: Tablas tcrrnodinámic"s de J AN.\F, Dow Chcrnical Cornpanv (9).

10-30 7.5X1o- 9 2.8 X 10- 7 1.1 X 10- 5 4.0 X 10- 4 3.5 X 10- 3

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CONTROL DE LOS OXIDOS DF NITROGENO

La tabla 8.5, presenta una lista de la cantidad teórica de NO en equilibrio para dos situaciones especiales. Los datos de la tercera columna son para el nitrógeno y el oxígeno inicialmente presentes en una relación 4:1, y no habiendo otros gases presentes. La cuarta columna es para una razón 40:1, pero en una mezcla gaseosa del producto, aproximadamente representativa de la combustión de hidrocarburos con 10 por ciento de exceso de aire. Los valores representan solamente una aproximación a las condiciones reales de combustión, ya que no se ha tenido en cuenta la presencia del C0 2 y el H 2 en los gases del escape. No obstante, los valores indican en realidad dos puntos. Primero, la formación del NO en equilibrio aumentan rápidamente con la temperatura. [Nótese que la temperatura de la flama en las reacciones de hidrocarburos está en las cercanías de 3,000° a 3,500° F ( 1,900° a 2,200°K), para concentraciones del aire ligeramente mayores que

Tabla 8.5 Composición típica del NO a diversas temperaturas para la reacción de equilibrio N 2 + 0 2 ~ 2NO, como una función de la composición inicial N 2 /0. T

,,, ~=~¡1

(K}

(F}

1,200 1,500 1,800 2,000 2,200 2,400

1,700 2,240 2,780 3,140 3,500 3,860

4N2 /C)z

40N 2 /0~

(ppm}

(ppm)

210 1,300 4,400 8,000 13,100 19,800

80 500 1,650 2,950 4,800 7,000

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Tabla 8.6 Constantes de equilibrio para la reacción de oxidación del monóxido de nitrógeno a dióxido de nitrógeno. T NO+ +eh~ N02

PNOo

Kp =

(P:"O

)(Paz)

1 •2

tKJ

tFJ

Kp

300 500 1,000 1,500 2,000

80 440 1,340 2,240 3,140

10 6 1.2 X 10 2 1.1X10- 1 1.1 X 10- 2 3.5 X 10· 3

l·l'E:'\TE: T.tbl," ll'lliWdin,ímiccJ' d,.J.\:\,\F, Do\\·Chcmical C"mpan\ (<J).

n:RMODINAMTCA DL LA I,.ORMACION DEL NO Y LL N0 2

475

las estequiométricas ]. Segundo, los valores de equilibrio del NO tienen el mismo orden de magnitud que los valores medidos, citados anteriormente para una planta de vapor generadora de energía (esto es, 500 a 1,000 ppm). Los valores de Kp para las reacciones (8.2) aparecen en la lista de la tabla 8.6 (9). La constante de equilibrio, Kp, para la formación del N0 2 disminuye con el aumento de la temperatura. Por tanto, la formación del N0 2 se ve favorecida por las temperaturas bajas, pero el N0 2 se disocia nuevamente a NO a temperaturas más altas. Según la temperatura se eleva por encima de 1 ,000°K, la formación del N0 2 se hace cada vez menos probable en condiciones de equilibrio. En los procesos reales de combustión, las reacciones (8.1) y (8.2) ocurren simultáneamente. En la tabla 8. 7 se muestran las concentraciones de equilibrio, pronosticadas para el NO y el N0 2 en un gas de combustión típico (3.3 por ciento de 0 2 , 76 por ciento de N 2 ). Con base solamente en estos datos termodinámicos, existirá la situación siguiente para las reacciones globales que incluyen el NO y el N0 2 . Se formará poco NO o N0 2 a la temperatura ambiente. Cualquier cantidad de NO que se forme se convertirá en N0 2 • En el rango de 800°K (980°F) las cantidades presentes serán todavía despreciables, a pesar de que la cantidad de NO sobrepasa ahora la de N0 2 . No obstante, a las temperaturas convencionales de combustión(> 1 ,500°K ó 2,250° F) es posible una formación apreciable de NO, con cantidades despreciables de N0 2 presentes . Sin embargo, todos los gases de la combustión se enfrían finalmente. Por ejemplo, en una planta de energía eléctrica, el enfriamiento se deberá a la transferencia de calor del gas a vapor en la caldera, sobrecalentador, economizador y precalentador del aire. La temperatura decreciente desplazará la composición de equilibrio del NO y el N0 2 • Si estuviera presente un exceso de oxígeno, según se enfn'e el gas, se preferirá la conversión del NO al N0 2 [reacción (8.2)]. La termodinámica pronostica entonces que el gas algo enfriado que sale de un Tabla 8. 7 Pronóstico de la composición de equilibrio del NO y del N0 2 a varias temperaturas para las reacciones simultáneas N 2 + 02 ~ 2NO y NO + 1/2 02 ~ N0 2 para una composición inicial de 3.3 por ciento de 0 2 y 76 por ciento de N 2 . T

tKJ

(!·)

300 800 1,400 1,8 73

80 980 2,060 2,912

NO (ppm)

1.1 X 10- 10 0.77 250 2,000

N02

(ppm)

3.3 X 10- 5 0.11 0.87 1.8

1¡1 ,¡...

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1

CONTROL DE LOS OXIUOS DF NITROGl·NO

proceso de combustión consistirá principalmente de NOx en la forma de N0 2 • Esto no es lo que sucede en la realidad. A pesar de que la forma ambiental o global del contaminante NOx sea N0 2 , los gases de la combustión que salen de la mayoría de los procesos de combustión, contendrán predominantemente NO. Aproximadamente, del 90 al 95 por ciento del NOx emitido en los procesos de combustión aparecerá bajo la forma de NO. Como ya se ha visto, el NO en los gases de la combustión es termodinámicamente inestable según entra al medio ambiente y cae su temperatura. No obstante, tanto la descomposición del NO en N02 y 0 2 , como la reacción del NO con el 0 2 para formar N0 , están limitadas cinéticamente. Según cae la temperatura por 2 debajo de 2,300° a 2,400°F (1,550°K), las tasas de estas reacciones se hacen muy pequeñas. Por tanto, la concentración final de los óxidos de nitrógeno en los gases de la combustión se queda esencialmente bloqueada a los valores hallados durante su formación a temperaturas más altas. Como ya se indicó, la cantidad de N0 2 formada a temperaturas más bajas (por debajo de 1 ,500°K) será bastante pequeña. Por tanto, el NO formado en los gases de la combustión a temperaturas más altas es arrastrado a la atmósfera ambiental. El volumen de la reacción de oxidación del NO al N0 2 tiene lugar en la atmósfera durante un período dictado por la cinética de las reacciones. La des· composición del NO en N 2 y 0 2 está limitada por la alta energía de activación (~ 37 5 kj(g·mol) de la reacción, la que limita la tasa. Por tanto, el NO formado a temperaturas altas, forma preferentemente N0 2 a temperaturas más bajas, antes que descomponerse. El mecanismo cinético de la reacción para la formación de N0 2 a partir de N 2 , no es tan simple ni tan sencillo como el presentado por las ecuaciones globales (8.1) y (8.2). En primer lugar, existe la evi· dencia ( 1 O) de que se puede formar una cantidad considerable de N0 en la zona de precalentamiento que precede a la zona principal 2 de la flama. Parte de este N0 2 se descompone en NO en la zona de flama, y se formará NO por algún otro mecanismo dentro o por encima de I
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TFRMODINAMJCA DF LA I:ORMACION DI:L NO Y H N0 2

477

Como suplemento a esta reacción, también se podrían encontrar las siguientes reacciones importantes dentro del esquema global de reac· ción: 0 2 +N~N0+0 NO+O~N0 2

02

+M~20+M

N 2 +M~2N+M

donde M es un cuerpo que no reacciona. Por tanto, se debe reconocer que a pesar de que se trata específicamente de la formación del NO y el N0 2 en las reacciones de combustión, la química que interviene resulta compleja y está abierta todavía a discusión. El comentario anterior enfatiza la importancia de dos parámetros en la formación de NOx -temperatura y tiempo. Básicamente, a temperaturas elevadas(> 3,000°F ó 1 ,900°K) tanto la termodinámica como la cinética favorecen la formación de NO. Por tanto, se deberán evitar los 'Jicos de temperatura. Existen dos maneras para obtener este resultado: l. Evitar las altas tasas de liberación de calor. 2. Alcanzar altas tasas de remoción de calor.

Un posible resultado de estos métodos sería limitar a un mínimo el tiempo de residencia a las temperaturas pico. Si la temperatura en la zona de combustión se puede disminuir, las tasas de reacción se convertirán entonces en el factor limitante. En este caso, el perfil de temperatura contra tiempo del mezclado reactivo controla la composición última de los gases de la combustión según sale del equipo. A esas temperaturas más bajas, la cinética de formación es más importante que la cinética de descomposición, puesto que no se llega al equilibrio. En la figura 8.1 se muestran dos posibles perfiles de temperaturas contra tiempo para un elemento gaseoso que pasa por una zona de combustión. El perfil superior es indeseable puesto que el elemento se mantiene a una temperatura elevada durante un tiempo considerable. Por ejemplo, con una tasa de remoción elevada, se podría obtener el perfil inferior que es más deseable. En este último caso, la tasa de formación del NO se vería amortiguada y se formaría en último término una menor cantidad de dióxido de nitrógeno. El contenido de oxígeno de la mezcla reactiva representa un tercer parámetro que está estrechamente ligado con la temperatura. La relación entre el aire y el combustible determinan en gran parte la temperatura pico. Además, deberá estar presente un exceso de oxígeno a fin de que reaccione con el nitrógeno. A pesar de que la relación este-

..., CONTROL DE LOS OXIDOS DE NJTROGENO

478

~ ~

Q)

o.

E Q)

1-

Tiempo

8.4

Figura 8.1 Perfiles posibles de temperatura contra tiempo para un elemento gaseoso que pasa por una zona de combustión.

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J¡J

1 1

'!1,' 11

',~l,'1r'

',;;. ,,

1 1

quiométrica entre el aire y el combustible conduce esencialmente a la máxima temperatura de combustión posible la concentración máxima en equilibrio del NOx ocurre a un por ciento de aire estequiométrico algo más alto del 100 por ciento. Esta tendencia se ilustra en la figura 8.2 para el caso del metano. En el equilibrio, la concentración de NOx es un máximo alrededor del 115 por ciento del aire estequiométrico, o sea, 15 por ciento de exceso de aire. A pesar de que la constante de equilibrio para la formación de NO es algo menor debido a la temperatura más baja, la presencia de un aumento en la concentración de oxígeno lleva a una producción mayor de NO en el equilibrio.

4000 t'O

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2000

Como se indicó en la sección 8.3, las cantidades de NO y NOx que se forman en los varios sistemas de combustión no quedan explicados de una manera adecuada sólo mediante un análisis termodinámico. Es necesario tener también en cuenta la tasa de reacción. La aplicación de la cinética química a los procesos que contienen nitrógeno y oxígeno procedentes del aire atmosférico ha ayudado a elucidar la estructura del sistema de reacción química, que conduce a la formación de los óxidos de nitrógeno. A pesar de que el mecanismo general de reacción es muy complejo y algunos de los detalles son todavía temas de controversia, se ha logrado un avance considerable desde mediados de la década de los 60. El interés que se ha tenido en pronosticar las emisiones de monóxido de nitrógeno de fuentes móviles y estacionarias ha llevado a la formulación de varios modelos analíticos para la formación de NO en los procesos de combustión. Una característica inherente de dichos modelos es un mecanismo de reacción (cinético) para la formación de NO del nitrógeno atmosférico. El modelo básico actualmente en uso tuvo su origen en los trabajos de Zeldovich y colaboradores (12, 13 ), hacia 1946. Una vez que se hayan formado los átomos de oxígeno por el proceso

u.

t'O

o.

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1-

o 50

100

150

¡1

1

11

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1000 200

Por ciento estequlométrico del aire

Figura 8.2 Valores calculados de equilibrio del NOx en las flamas de metano y aire.

~¡

[1

las reacciones primarias que interesan, según los mecanismos de cadenas de radicales libres de Zeldovich, serán

Q)

1000

1

1

1

(8.3)

02~20

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~ ~ ... ._ ~ "' ::;¡

CINETICA DE LA FORMACION DEL MONOXIDO DE NITROGENO EN LOS PROCESOS DE COMBUSTION

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....

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a;1: o. 4000

u

479

Si la implicación de esta cifra es correcta cualitativamente para las reacciones de combustión en general, se tiene entonces que la combustión constituye un enfoque para el control del NOx cuando está cerca del valor estequiométrico del aire. Esto es causa de problemas con los otros contaminantes del aire en los procesos de combustión. No obstante, la operación dentro de la zona con una relación rica entre el combustible y el aire constituye la base para un enfoque al control del NOx.

il

,,,

CINETICA DI: LA J.'ORMACION DH MONOXIDO DI NTTROGENO

O+ N2 N+

~NO+

02 ~NO

N

{8.4)

+O

{8.5)

Es interesante observar que a pesar de que el oxígeno atómico se forma por la disociación del oxígeno diatómico, como se indica por la ecuación (8.3), no se considera el nitrógeno atómico como formado del nitrógeno atómico por disociación. En su lugar, el nitrógeno

111

480

CONTROL DE LOS OXIDOS DE NITROGENO

CINETICA DE LA PORMACION DEL MONOXIDO DE NITROGENO

atómico se forma por medio de la reacción expresada en la ecuación (8.4 ). La razón para la cantidad significativa de oxígeno atómico formado por disociación cuando se le compara con el nitrógeno atómico, es evidente cuando se comparan los valores de Kp para las dos reacciones de disociación, como una función de la temperatura, como se muestra a continuación.

1.4

X

10 14 exp (

-315.5) RT , cm3 /g· mol•s

k:;= 6.4

X

109 Texp (

-26.15) RT , cm3/g·mol·s

X

109 Texp (

-161.5) RT ,cm3 /g·mol•s

k4

k_ 5

=

=

1.6

481

(8.6) No obstante, las reacciones (8.4) y (8.5) son, con mucho, las más importantes en térmir.os de la formación de NO en las flamas pobres y moderadamente ricas (4> ~ 1.2). La reacción (8.6) tiene su importancia en las flamas ricas en combustible para q, ;;;:. 1.2, donde cp es la relación de equivalencia para la mezcla de combustible y aire. La reacción (8.4) es la que controla por lo general la tasa, ya que la ruptura del enlace N 2 es la etapa más difícil del mecanismo de Zeldovich.

donde R está en kJ/g•mol•°K y T está en grados Kelvin. Nótese que am has reacciones poseen grandes energías de activación, de manera que las tasas de estas dos reacciones serán relativamente pequefias a temperaturas bajas. Además, la concentración del átomo de O que controla también las tasas de reacción será insignificante a temperaturas bajas. Por tanto, la cinética pronostica una tasa muy baja de formación de NO a temperaturas bajas, y la termodinámica pronostica una concentración baja en el equilibrio. A temperaturas altas, se formará rápidamente NO si están presentes suficientes átomos de O. De hecho, en la zona más caliente de la flama existe un nivel de superequilibrio de átomos de O. De aquí resulta que la concentración de NO aumenta rápidamente ya que la combustión de los hidrocarburos proporciona las condiciones apropiadas para la oxidación del nitrógeno atmosférico. No obstante, como los gases se enfrían rápidamente al abandonar la zona caliente de la flama, la concentración de NO está "congelada", debido a que su remoción depende del reverso de la reacción (8.5). La tasa de esta reacción cae significativamente con una disminución de la temperatura, debido a su mayor energía de activación y a su dependencia en los átomos de oxígeno, que se recombinan en los gases enfriados para formar 0 2 • A pesar de que la constante de equilibrio, basada en consideraciones termodinámicas, podría indicar un cambio de NO a N 2 y 0 2 , según baja la temperatura, este cambio está limitado cinéticamente. Por esta razón, una cantidad significativa de NO sale con los gases de la combustión y enrra a la atmósfera.

8.4.A

8.4.B

Temperatura, °K loglOKp para 0 2 :=.,20 loglO KP para N 2 :=;:2N

2000 -6.356 -18.092

2200 -5.142 -15.810

2400 -4.130 -13.908

2600 -3.272 - 12.298

2800

-2.536 - 10.914

Obsérvese que el valor de Kp para la última reacción es de 10- 8 a 12 veces menor que el de la disociación del 0 2 . Por tanto, se 1 opuede, no tener en cuenta su efecto. Sin embargo, nótese que los valores de Kp para la disociación del 0 2 son pequefios; por ello, la cantidad de oxígeno atómico formado es extremadamente pequefia, aun a las temperaturas elevadas que se encuentran en las zonas de flama. Se supone que las reacciones básicas de combustión se equilibran antes del inicio de la formación de NO en la zona de poscombustión de las flamas. Otra reacción elemental que se afiade frecuentemente a la lista es N

+

OH :;==:: NO

+H

Estudio cualitativo de la cinética del NO

Se puede efectuar una evaluación cualitativa de la cinética que controla la formación de NO en los procesos de combustión entre los hidrocarburos y el aire, si se examina el mecanismo de Zeldovich, como lo representan las reacciones (8.4) y (8.5 ). De estas dos, se considera que la reacción (8.4) es la reacción que controla la formación. La remoción del NO se debe primeramente al reverso de la reacción (8.5). Las constantes de tasa para estas dos reacciones elementales, para la formación y consumo del NO son

Estudio cuantitativo de la cinética del NO

Se puede deducir una ecuación para la tasa de formación del monóxido de nitrógeno, con base en las reacciones elementales. No obstante, es de extrema importancia mantener claramente en la mente los mecanismos y suposiciones utilizados en la deducción. Las tasas basadas en diferentes mecanismos para la combustión en la fase gaseosa pueden ser significativamente diferentes. Estas diferencias en las tasas de formación del NO se pueden directamente relacionar a las diferencias en la concentración del átomo de O y a los perfiles de temperatura pronosticados por los varios mecanismos de combustión (14).

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L ""~• "'""

~ 482

CONTROL DE LOS OXIDUS DF NITROGENO

Uno de los enfoques básicos para el pronóstico de las tasas de formación del NO consiste en primero restringir el desarrollo de las reacciones {8.4) y {8.5), a saber,

O+ N2 ~NO +N N+ 02 ~NO +O

,:,'!

d[NO]

-

.,.....~

~

;..

NO

(~)(~) k_ k_ 4

1

2

= r ..[N0] , Hn.

=

1 -

Kp,NO

(8.10)

5

es la constante de equilibrio para la reacción N2 + 0 2 ~2NO

(8.7)

La siguiente etapa cons1siua en expresar algunas de las cantidades a la derecha en términos de otras variables. Primero, se supone por lo general que existe una concentración uniforme de átomos de N. Esto constituye un procedimiento bastante normal siempre que una especie esté presente en cantidades muy pequeñas con respecto a la especie principal. Este último requerimiento se cumple por los átomos de N en los procesos comunes de combustión, especialmente cuando ,;;;; 1.2. Se tiene en general, por las reacciones (8.4) y {8.5), que

dS7]

donde Kp,

=

l

Por supuesto que se conoce con exactitud el valor de Kp, NO. La sustitución de la ecuación (8.10) en la ecuación (8.9) conduce a

d[NO]

2 2k 4 [ O] [N2J{ 1- ([NO ] /Kp,No[ N2][ 02])}

dt

1 + (k_ 4[NO]/k 5 [02 ])

(8.11)

= k4[0][N2 ] - k_ 4[N][NO] + k5 [N][02 ] - k_ 5 [0][NO]

:,.,1

'11'

K4 K5

= k4[0][N2 ] - k_4[N][NO]

donde k 4 y k_ 4 son las constantes de tasa directa e inversa, respectivamente, de la ecuación {8.4 ). El orden de la reacción con respecto a cada especie se ha tomado como igual a la unidad. En términos de las reacciones {8.4) y {8.5), la ecuación de la tasa general para el NO será

...

483

Queda por realizar una simplificación final. Si las constantes de equilibriu para las reacciones {8.4) y (8.5) son K 4 y K 5 , respectivamente, se tiene

(8.4) (8.5)

En términos de la teoría general presentada en la sección 6.9, la tasa neta de formación del NO por medio de la reacción {8.4) sería

d[:~]

CINFTICA DI-: LA I'ORMACION DEL MONOXIDO DE NITROGENO

= k4[0][N2 ] - k_ANO][N] + k_ 5 [No][o]- k5 [N][02 ]

En estado estacionario, d[N](dt =O. Por tanto

_ k [0][N2 ]+k_ 5 [No][o] [ N ] SS- 4 ] k _4 [NO] + k5 [ 0 2

(8.8)

El uso de la ecuación ( 8.8) en la ecuación ( 8. 7) da, después de la manipulación y cancelación de términos,

d[NO] dt

=

2 2[0] k4[N 2 ] - (k_ 4k_ 5 [N0] /k 5 [02 ]) 1 + (k_ 4[NO]/k 5 [02 ])

(8.9)

Este es uno de los formatos posibles de la ecuación de tasa para la formación del monóxido de nitrógeno del nitrógeno atmosférico presente en los procesos de combustión. La determinación del monóxido de nitrógeno formado en cualquier tiempo t se encuentra por la integración de la ecuación (8.11). Por lo general, el valor de [N 2 ] se fija como equivalente a su valor de equilibrio a la temperatura dada. Además, es necesario deducir una ecuación para [O]. Se hace generalmente la suposición de que [O] se puede fijar como igual a su valor de equilibrio [O]e en los productos calientes de la reacción ~02~0

Esta suposición parece ser más válida mientras más caliente sea la flama y más pobre la mezcla. El valor de [O]e se obtiene de la constante de equilibrio Kp, o para la reacción anterior. Por tanto 12 [O].,RT = [0Je(RT) / Po Kp,O = ( -·)1/2 [02Je 1/2(RT)1/2 [02Je 1/2

Po.

o

[OJe = [02Je 1/2Kp,O (RT)1/2

( 8.12)

1

11

l.

1'

ji

'1'

CINI·:TICA DE LA I·'ORMACION DEL MONOXIDO DI·: NITROGFNO CONTROL DE LOS OXJDOS DE NITROGENO

484

t

1

1

Cada cantidad en el lado derecho de la ecuación (8.12) en general se conoce. Si se utilizan las ecuaciones (8.10) y (8.12), se puede escribir la ecuación (8.11) como dY dt

M(l- Y2 )

=

M= ,,,

i

485

2(1

No obstante, hay una gran dependencia de la temperatura. Esto resulta ser extremadamente importante en términos no sólo del NO total producido en el tiempo t, sino también de la tasa de formación del monóxido de nitrógeno. Para una presión de 1 atm, la tabla que se presenta a continuación proporciona una lista de valores de M como una función de T.

+ CY)

4k4Kp,o[N2]1/2 (RT) 112 (K p,NO )112

e= k_4(Kp.No)1/2[N2r/2 k2[02]1/2 y= [NO]

[NO]e Si se considera la zona de poscombustión, donde se forma el NO, como una región de temperatura constante, la ecuación (8.13) se puede luego integrar directamente ( 15 ). El resultado será

(1- Y(+ 1(1 + Y)c- 1 = exp( -Mt)

(8.14)

Esta ecuación relaciona la fracción de NO formada (Y) con el tiempo t en términos de los parámetros e y M. Se puede demostrar matemáticamente que la relación entre Y y t no depende en forma marcada de los valores de e los que son representativos de las condiciones de combustión después de la flama. M representa un importante parámetro que influye decididamente en la ecuación (8.14). La expresión que define M se puede escribir como M=

1 2

p,O P 1 RTKp,NO

4k K 4

Con base en los datos experimentales de k 4 , y los datos de K de las tablas deJAN AF, se ha estimado el valor de M ( 15) como M= 5.7 X 1015r1p1/2exp(

-58~400) 1

con M expresada en unidades de segundo- , P en atmósfera y Ten grados Kelvin. Se observa que el efecto de la presión en M es ligero.

Con base en este modelo, los valores de M en el intervalo de 0.1 a 100 serán probablemente de la mayor importancia, en términos de las temperaturas prácticas de combustión a la presión atmosférica. A pesar de que su influencia es pequeña, los valores de e se hallan usualmente entre O y l. En la figura 8.3 se muestra un trazado general de la ecuación (8.14) para el intervalo de los valores de M y comentados anteriormente. Se notará primero que e tiene poco efecto en [NO]f[NO]e para un M dado, como se indicó. No obstante, la importancia de M (o T) es sorprendente. Para temperaturas dentro del intervalo de 2,200° a 2,400°K (3,500° a 3,860°F) se podría formar una apreciable cantidad de NO en menos de 0.1 s. Sólo cuando la temperatura es considerablemente menor de 2,000°K (3,140°F) es que se formará una cantidad pequeña de monóxido de nitrógeno después de un intervalo de 1 s. Esta tendencia es especialmente importante en las fuentes estacionarias de combustión, como en el caso de las plantas de energía de vapor. En estos casos la velocidad del gas es bastante pequeña. Esto da por resultado la permanencia de un elemento fluido en la zona caliente de poscombustión durante un tiempo apreciable (en las calderas de las plantas de energía esto podría ser del orden de varios segundos). En la sección 8.3 se indicó que el perfil de temperatura contra tiempo de la mezcla reactiva controla la composición del NO en los gases de la combustión. A falta de equilibrio, la cinética de formación es un factor importante. Esto se confirma por la figura 8.3, donde la pendiente de cualquier línea mide la tasa de formación para dicha condición. Para cualquier valor dado del tiempo t, la tasa es significativamente diferente para las diversas temperaturas (o valores de M). Por ejemplo, la tabulación que se muestra a continuación pr,::-

e

cf#~\i

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1

,,J ~1

j

rr-CONTROL DE LOS OXIDOS DE NITROGENO

486

senta una lista de las tasas de formación, dY/dt para t = 10- 2 s para un valor de e igual a la unidad, con base en la ecuación (8.13). Estos resultados indican un orden de cambio de magnitud en dY/dt para un cambio de aproximadamente 200°K. (Estas mismas tasas serán válidas para t = 10- 1 s y valores de M de 0.1, 1 y 10). Para impedir la formación última de una gran concentración de NO, se deberá mantener la tasa de formación tan baja como sea posible. Esto requiere que la temperatura sea razonablemente baja en la región de la flama. Si la tasa de formación del monóxido de carbono es, inicialmente, relativamente baja, entonces puede que haya tiempo suficiente para mitigar aún más la reacción e impedir el aumento de la concentración de NO. Esta mitigación se puede llevar a cabo, por ejemplo, por dilución con gases más fríos o por transferencia de calor a superficies sólidas.

y~ [NO] [NO]

e

1.0~

o.srL- - + - - r ¡ ¡ 1 0.6

L--+----r--¡

0.4

L-+:-;-;;-:;~TIT

0.2

o 10-3 Tiempo, segundos

T

M

(o K)

(oF)

dYjdt (s -r)

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1

2040

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10

2230

0.498 4.76

100

2450

3210 3550 3950

~.i'

~·

r"' ~: ~.

Figura 8.3 Perfiles de concentración contra tiempo a varias temperaturas para una relación de 40:1 de N2/0 2 que reaccionan para formar NO.

30.25

Con base en los datos de equilibrio de la tabla 8.5 y los datos cinéticos de la figura 8.3, se puede estimar el tiempo requerido para alcanzar varios niveles de concentración de NO a una temperatura dada. Los resultados de este estimado se resumen en la figura 8.4. Se debe enfatizar que se trata de una gráfica log log. Por tanto, el intervalo de valores de las coordinadas es múltiple. El aumento rápido del monóxido de nitrógeno para llegar al nivel de equilibrio resulta aparente a temperaturas elevadas (> 2,000°K). (Estas curvas están basadas en una mezcla inicial de sólo nitrógeno y oxígeno en una razón de 40: l. Esta mezcla solamente se aproxima a la de los gases reales de la combustión, ya que no se han tenido en cuenta las concentraciones de C0 2 y H 2 O. Además, la relación N 2 /0 2 después de la flama depende de la relación inicial entre el aire y el combustible suministrado al proceso de combustión. Otros datos de este tipo se podrán encontrar en otros lugares ( 16)). Considérese la situación donde se desea mantener el nivel de monóxido de nitrógeno por debajo de 100 ppm. La tabla que se muestra a continuación resume datos tomados de la figura 8.4, para un valor de e igual a la unidad. Es obvio el drástico efecto de la temperatura en el tiempo necesario para alcanzar el nivel de NO dado. Una disminución de 2,230° a 1,890°K permite un aumento de 250 veces en el tiempo antes de que se exceda el límite de 100 ppm. Por tanto, el

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2

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1o

Tiempo, segundos

Figura 8.4 Concentración de NO formado de una relación de 40:1 de N2/02 como una función del tiempo, a varias temperaturas. 487

10

CONTROL DE LOS OXIDOS DE NITROGENO

488

control del perfil de temperatura contra tiempo en el proceso de poscombustión resulta extremadamente importante si es que se ha de minimizar la formación de monóxido de nitrógeno. Además, cualesquiera "puntos calientes" dentro de los gases de la combustión tendrán un efecto adverso sobre la concentración final promedio del NO presente en el gas. T

(o K)

(oF)

t (ms)

2230 2040 1890

3550

4 70 1000

3210

2940

Debe recordarse que los datos anteriores son semicuantitativos, basados como están en las siguientes suposiciones principales:

l''f

,,

~¡:'f

~·

." ~·

~¡ r· i '.

!"

,l:

l. Las reacciones (8.4) y (8.5), son las etapas elementales que controlan la formación del monóxido de nitrógeno. 2. La temperatura permanece constante en la región posterior a la flama. 3. La composición inicial es una razón de 40:1 de sólo nitrógeno y oxígeno moleculares, respectivamente. Con respecto a la primera suposición, la inclusión de la reacción (8.6) en el mecanismo es importante para las mezclas ricas en combustible. No obstante, se puede demostrar que esta inclusión sólo modifica la ecuación (8.11) al añadir el término k 6 [OH] al denominador, donde k 6 es la constante de fase regresiva para la reacción (8.6). Los estudios muestran ocasionalmente tasas de formación del monóxido de nitrógeno que sobrepasan las pronosticadas por el mecanismo de Zeldovich. No obstante, estas tasas observadas serán congruentes con las reacciones (8.4) y (8.5) si se tiene en cuenta la concentración fuera de equilibrio de los átomos de oxígeno. Se supone una temperatura fija a fin de generar las curvas generalizadas de las figuras 8.3 y 8.4. Por supuesto que en la práctica, la temperatura podrá disminuir como resultado de la transferencia de calor o de los efectos de dilución. Por tanto, la verdadera composición final del NO depende mucho del perfil de temperatura contra tiempo en los gases de la poscombustión. Ya se comentó el efecto de la composición inicial en la región posterior a la flama. No obstante, el comentario anterior ha presentado algunas de las causas básicas o subyacentes para la formación de NO en los procesos de combustión

FORMACION DE NOxA PARTIR DEL NITROGENO

489

que incluyen al aire atmosférico. Los métodos de control de la combustión se basan en el conocimiento de estos factores básicos.

8.5

-~ 11

f'ORMACION DE NOx A PARTIR DEL NITROGENO DEL COMBUSTIBLE

La sección anterior delineó la cinética de formación del monóxido de nitrógeno del nitrógeno molecular atmosférico por medio del mecanismo de Zeldovich. Estudios re cien tes {1 7), han indicado que el nitrógeno químicamente enlazado en los hidrocarburos combustibles, llamado nitrógeno del combustible, es una fuente importante en la formación del NO. Los compuestos de anillo heterocíclico, como la piridina, piperidina y quinolina están entre los más comunes que se encuentran en el petróleo. El carbón contiene compuestos productores de nitrógeno tanto de cadena como de anillo (19). El gas natural está esencialmente libre de dichos compuestos. Es significativo que en la mayoría de estos compuestos orgánicos productores de nitrógeno, los enlaces entre los átomos de nitrógeno y el resto de la molécula son considerablemente más débiles que el enlace N - N del nitrógeno molecular (~ 940 kjfg·mol). Por tanto, no es nada sorprendente que el nitrógeno del combustible pueda contribuir grandes cantidades de NO en los procesos de combustión. Las reacciones que intervienen en la cinética de formación del NO del nitrógeno del combustible no se conocen con certeza. No obstante, los datos experimentales indican que la oxidación del nitrógeno del combustible es rápida. La escala de tiempo tiene el mismo orden que el de las reacciones principales de combustión. Los experimentos también han mostrado que las concentraciones de NO en exceso del equilibrio ocurren en las cercanías del frente de flama (20, 21). Se han propuesto varias teorías. Se incluyen entre ellas 1) el uso del cianuro (CN) como un intermediario (12, 22), 2) liberación del nitrógeno atómico al romperse los enlaces {1 7) y 3) un mecanismo de equilibrio parcial (23). Algunos resultados experimentales ( 17, 24) han indicado de 20 a 80 por ciento para la conversión a NOx del nitrógeno del combustible. Mediciones más recientes (22) con queroseno que contenía 0.5 por ciento de piridina indican una conversión del nitrógeno del combustible cercana al 100 por ciento. Para una relación de equivalencia de alrededor de O. 7, la concentración de NO aumentó de aproximadamente 50 a 400 ppm con la adición de piridina en buenas condiciones de mezclado del combustible y el aire. Para una relación de equivalencia alrededor de 1.0, el aumento fue de 150 a 800 ppm en el escape. Por tanto, existe evidencia amplia de que el nitrógeno

'

.1

f

.,

r t

1

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i

1

'1

490

CONTROL DL-: LOS OXIDOS DE NITROGENO

del combustible interviene en la formación de NOx cuando se consume carbón o petróleo. El mecanismo cinético de este proceso está sometido a investigación activa.

1'

8.6

¡

1

t'n'

~~ !

:'¡

METODOS DE CONTROL DE COMBUSTION PARA EL NOx DE FUENTES ESTACIONARIAS

Estas emisiones están expresadas como N0 2 • Sobre una base de partes por millón, estos valores serán aproximadamente 1 7 5 ppm para las unidades alimentadas con gas, 230 ppm para las alimentadas con petróleo, y 490 ppm para las alimentadas con carbón. 8.6.A

Con base en las consideraciones termodinámicas y cinéticas comentadas previamente, ha sido posible hacerse una idea de los posibles métodos para reducir la concentración de NOx en los gases de la combustión, utilizando el control de la combustión. En general, los parámetros principales que afectan la formación de NOx son: temperatura, tiempo de residencia, concentración de las varias especies, y grado de mezclado. Desde un punto de vista experimental, los factores que controlan la formación de NOx incluyen 1) la relación entre el aire y el combustible, 2) temperatura del aire de la combustión, 3) grado de enfriamiento de la zona de combustión y 4) configuración del quemador del horno. La consideración de estos factores básicos de diseño lleva a las técnicas de combustión conocidas como la recirculación de los gases de la combustión y la combustión de dos etapas. El tipo de combustible tiene también una gran influencia sobre el funcionamiento. Antes de examinar los datos, se deberán examinar diversos valores comparativos. En primer lugar, con base en la información cinética presentada previamente, la temperatura, por encima de la cual resulta significativa la formaci:Jn de NO, es alrededor de 1,800°K (2,800°F). En segundo lugar, las concentraciones de N0 2 se reportan frecuentemente en partes por millón. Para convertir de ppm a libra N0 2 /10 6 Btu se u ti liza la relación

491

MLTODOS DE CONTROL DE COMBUSTION PARA EL NOx

Efecto del exceso de aire

Funáamentalmente, la presencia de un exceso de aire afecta tanto la temperatura como la concentración de oxígeno de los gases en la zona de poscombustión. En la figura 8.5 se muestran los resultados de alimentar con carbón pulverizado una unidad experimental (25 ). En este caso específico el NOx disminuyó de entre 550 y 575 ppm, a 25 por ciento de exceso de aire, hasta un valor tan bajo como 175 ppm a 1.4 por ciento de exceso de aire. (A pesar de que no se ha mostrado, esta disminución global de 70 por ciento en el NOx estaba acompañada por una di~.minución en la eficiencia de combustión del carbón. Bajó de una eficiencia de 99.5 por ciento, con un 25 por ciento de exceso de aire, a casi 92 por ciento a 2 por ciento de exceso de aire). La tendencia general será la misma para el petróleo o el gas natural como combustible. Nótese que el más pronunciado descenso de la concentración de NOx es para un exceso de aire bajo(< 10 por ciento). Esto sucede a pesar del hecho de que la temperatura de la flama aumenta según la concentración del aire a la entrada se acerca a su valor estequiométrico. La caída rápida en la concentración del oxígeno domina en este caso sobre el efecto de la temperatura.

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Figura 8.5 Formación de monóxido de nitrógeno como una función del exceso de aire para el caso de una unidad alimentada con carbón pulverizado. (FUENTE: D. Bienstock. 1972 Industrial Coa! Conferencc, Universidad de Purdue, o·ctubre de 1972.)

492

8.6.B

CONTROL DE LOS OXIDOS DE NITROGENO

Efecto de la temperatura de combustión del aire

En muchas operaciones industriales se dispone frecuentemente de calor residual como ayuda para precalentar el aire que entra en un proceso de combustión. El uso de un precalentador de aire en las plantas generadoras de energía en gran escala, es un ejemplo típico. A pesar de que este proceso causa un ahorro apreciable de energía, la energía añadida aumenta la temperatura de la flama. Por tanto, aumentan las emisiones de NOx. Los datos de pruebas en gran escala en calderas (40) indican un aumento triple en las emisiones de NOx cuando el aire de la combustión se precalienta de 80° a 600° F. Una porción significativa del aumento tuvo lugar en el intervalo superior de temperaturas (de 450° a 600° F) como se podía esperar de las consideraciones cinéticas. No se ha separado de los datos el efecto en la turbulencia de combustión debido al cambio de densidad del aire con la temperatura. 8.6.C

Efecto del enfriamiento en la zona de combustión

Como la temperatura ejerce una influencia tan grande en la formación del monóxido de nitrógeno, un método efectivo de control es enfriar la zona de flama primaria, por transferencia de calor a las superficies adyacentes. Se podrá anticipar que mientras más elevada sea la tasa de liberación de calor por área superficial efectiva, más alta será la temperatura en la zona de la flama y, por tanto, más elevadas las emisiones de NOx. Esto se confirma por los datos acerca de las calderas de alimentación frontal utilizando gas, petróleo, y carbón pulverizado (26). Las figuras 8.6a, b y e muestran las tendencias. Los datos para las unidades de petróleo y carbón han sido corregidos para contribución esperada del nitrógeno del combustible. Por tanto, las tres correlaciones están basadas en el NOx del nitrógeno atmosférico. Además, se ha tratado de tener en cuenta el tipo y extensión de los depósitos sobre los muros para el caso de la alimentación con carbón, ya que dichos depósitos influyen en la transferencia de calor a los muros. En términos de la conveniencia de las elevadas tasas de remoción de calor, el carbón y el petróleo tienen una ventaja sobre el gas. Las flamas de los dos primeros combustibles son en general luminosas. Por tanto, se aumenta la transferencia de calor radiante y se mantienen temperaturas más bajas. De aquí resulta que la cantidad de NOx formado en el caso de la alimentación de gas puede ser mayor que en el caso del petróleo para la misma liberación de calor. Sin embargo, las unidades alimentadas con gas tienen usualmente más bajas concentraciones de NOx. Se sospecha que la contribución del nitrógeno del combustible en el petróleo y el carbón compensa los otros factores.

METUUOS DI·: CONTROL DE COMJ3USTION PARA t·:L NOx

8.6.0

493

Efecto de la configuración del quemador del horno

La configuración del quemador tiene un importante papel en el control del NOx. Por ejemplo, el quemador de carbón del tipo ciclónico y de turbulencia elevada es causa de concentraciones altas de NOx . Es un ejemplo de un dispositivo de tasa elevada de liberación de calor, lo que se debe evitar. La alimentación tangencial (las unidades en las que los sumideros térmicos están muy cercanos a la flama del quemador) ha producido reducciones reportadas de NOx de 50 a 60 por ciento sobre las técnicas de alimentación convencionales. El efecto de la localización del quemador en las calderas de las plantas generadoras de energía se ilustra en la figura 8.6c para la uperación con carbón pulverizado. La caldera del tipo de alimentación frontal tiene todos los quemadores en una sola pared, mientras que la caldera turboalimentada (Turbo-fired®) es una modificación de un horno de alimentación opuesta. Existen tendencias semejantes en la operación con gas natural y petróleo. La localización del quemador es importante debido al tipo de flama producida y al grado de turbulencia. 8.6.E

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Recirculación de los gases de la combustión ¡11

La recirculación de los gases de la combustión es un importante método que se emplea en el control de NOx de fuentes estacionarias (y fuentes móviles). Parte de los gases fríos de la combustión se reinyecta en la zona de combustión. Este gas adicional actúa como un sumidero térmico y reduce la temperatura de combustión global. Además, se reduce la concentración de oxígeno. Ambos efectos favorecen una reducción de las emisiones de NOx. Una desventaja es el mayor costo del conjunto de duetos, ya que están implícitos grandes volúmenes de gas. Sin embargo, esta técnica suministra al operador un elemento adicional de control, ya que el por ciento de recirculación se puede variar sobre un intervalo algo restringido. En cantidades de hasta 25 por ciento, el gas recirculado tiene un efecto insignificante sobre el desarrollo de la flama. No obstante, la recirculación parece ser relativamente poco efectiva en la reducción del NOx formado del nitrógeno del combustible (18). En la figura 8. 7 se muestran los resultados de estudios de laboratorio realizados por Exxon sobre el efecto de la recirculación en hornos domésticos alimentados con petróleo. Por ejemplo, 50 por ciento de recirculación a 15 por ciento de exceso de aire, conduce a una reducción potencial de NOx de aproximadamente 60 por ciento. Porcentajes similares de reducción tienen lugar a porcentajes más elevados de exceso de aire. La figura 8.8 se basa en las unidades alimentadas con

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Figura 8.8 Efecto de la recirculación de los gases de la combustión, en las emisio· nes de NOx para el caso de alimentación con gas natural, 7.5 por ciento de exceso de aire, sin precalentamiento. (FUENTE: R. E. Sommerlad, R. P. Welden y R. H. Pail "Nitrogen Oxides Emissions -An Analytical Evaluation of Test Data." 33d Annual Meeting, The American Power Conference, Chicago, abril de 1971.)

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Tabla 8.8 El efecto de la recirculación de los gases de la combustión en la formación de NOx en el caso de la combustión de carbón.

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Figura 8.6 Emisiones de NOx procedentes del nitrógeno atmosférico, como una función de la tasa de liberación de calor por área unitaria de superficie. a) Alimentación frontal con gas natural. b) Alimentación frontal con petróleo. e) Alimentación con carbón pulverizado. (FUENTE: A. H. Rawdon y R. S. Sadowski. "An Experimental Correlation of Oxides of Nitrogen Emissions from Power Boilers Based on Field Data". Paper No 72 -WA/Pwr-5, ASME Annual Winter Meeting, Nueva York, noviembre de 1972.) 494

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FUENTE: D. Bienstock "Control of NOx Emissions in Coal Firing". 1972 Industrial ConfcUniversidad de Purdue, octubre de 1972.

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496

CONTROL DI' LOS OXIDOS DE NITROGENO

gas natural (27); la misma tendencia se ha notado en otros lugares (26). La tabla 8.8 registra el efecto de los gases de la combustión sobre la formación de NOx en la combustión del carbón pulverizado (25 ). El efecto de la recirculación de los gases de la combustión en las unidades alimentadas con gas natural y petróleo es mucho más dramática que en las unidades alimentadas con carbón, debido a la naturaleza de los procesos de combustión. 8.6.F

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Combustión de dos etapas o casi estequiométrica

Ya se indicó el efecto beneficioso de un bajo exceso de aire en la formación del NOx . Para aprovechar este efecto se puede emplear un método de alimentación llamado combustión de dos etapas. En este caso, el combustible (petróleo o gas) y el aire se queman en condiciones casi estequiométricas. Se podría usa!" una atmósfera reductora para una porción de la región de la flama. Usualmente, de 85 a 95 por ciento de los requerimientos totales de aire (que varían por lo general de 11 O a 130 por ciento de los valores estequiométricos) se introduce en el quemador junto con el combustible. Debido a la combustión incompleta, y quizá al aumento simultáneo de la transferencia de calor radiante, la temperatura del gas se mantiene baja en esta primera etapa de la combustión. Se disminuye así la formación de NO. En segundo lugar, falta oxígeno para la formación de NO en esta etapa. Se obtiene la combustión completa que consume el CO y los hidrocarburos remanentes de la primera etapa, inyectando aire secundario corriente abajo. Ya entonces, la temperatura es suficientemente baja para que la formación de NO esté cinéticamente limitada. Este método proporciona un perfil mucho más conveniente de temperatura contra tiempo. La combustión casi estequiométrica, que utiliza quemadores alternativos ricos y pobres en combustible, es una variante optimizada de la combustión por etapas. En la figura 8.9 se presentan datos recopilados por el Bureau of Mines (25) para la combustión de dos etapas del carbón. La reducción a 95 por ciento del valor estequiométrico en la primera etapa demostró ser muy beneficioso para reducir las emisiones de NOx. Una reducción similar para el gas natural y el petróleo como combustibles, se muestra en las figuras 8.1 Oa y 8.1 Ob, respectivamente (28). Esta figura ilustra también el efecto combinado de la combustión de dos etapas con la recirculación del 15 por ciento de los gases de la combustión. Para la carga total, la concentración de NOx se redujo de 2 7 5 a 90 ppm con la adición de la re circulación. El valor original era de 1,425 ppm sin utilizar ninguna de las dos técnicas. Con base sólo en estos datos, la recirculación de los gases de la combustión y la combustión de dos etapas son menos efectivas para el petróleo que para el gas

Ml·TODOS DE CONTROL UE COMBUSTION PARA lcL NOx 0.8

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Figura 8.9 Formación de óxidos de nitrógeno en la combustión del carbón en dos etapas. (FUENTE: D. Bienstock. "Control of NOx Emissions in Coal Firing." 1972 Industrial Coal Conference, Universidad de Purdue, octubre de 1972.)

natural. Sin embargo, la concentración de NOx se redujo a la mitad para la operación con el petróleo como combustible. La combustión de dos etapas es menos fácil de adaptar a las unidades alimentadas con carbón. A falta de un exceso de aire, podrían ocurrir distribuciones peligrosas del combustible y el aire. Esto es causa de que no se queme todo el combustible, y que ocurran posiblemente mayores emisiones de monóxido de caroono. Sin embargo, existe un método de ataque para obtener un promedio mucho más bajo de las temperaturas en el lecho de la cámara de combustión para unidades alimentadas con carbón; esto se obtiene por medio de un

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CONTROL DI·: LOS OXIDOS DF NITROGENo

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Cualquier método de control en particular podrá aprovecharse de varios de los medios anteriores, y podrán ocurrir efectos sinergéticos. Entre las posibilidades atractivas se incluyen la combustión de dos etapas, la combustión con bajo exceso de aire, rediseñar el quemador y modificar las técnicas de la combustión; y la combustión en lechos fluidizados. El tipo de combustible influye notablemente en la tasa de las emisiones del NOx .

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Figura 8.10 Efectos de los métodos de control del monóxido de nitrógeno. a) Gas natural como combustible; b) petróleo como combustible. (FUENTE: W. H. Barr y D. E. James. "Nitric Oxide Control-A Program of Significant Accomplishments." P'lper No. 7 2-W A/Pw-13, ASME Winter Meeting, Nueva York, 1972.)

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aumentando la tasa de remoción de calor; y e) evitando tasas elevadas de liberación de calor. 2. Limitar la disponibilidad de los elementos de reacción, utilizando un bajo exceso de aire.

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Ml·:TODOS DE CONTROL DE LOS GASFS

lecho fluidizado. Debido a las muy elevadas tasas de transferencia de calor con un lecho fluidizado, la temperatura global se baja (en el rango de 1,600° a 1,700°F). En estas condiciones de temperatura, la concentración de NOx del nitrógeno molecular deberá ser insignificante. No obstante, la evidencia actual indica que se produce tanto NOx en los lechos fluidizados como en un equipo convencional. Se requerirán mayores investigaciones antes de que se conozca el proceso lo suficiente para aplicar su potencial para la reducción de la formación de NOx. Los lechos fluidizados ofrecen otras ventajas potenciales que se tratarán bajo los métodos de remoción del NOx. En resumen, las técnicas de modificación de la combustión parecen constituir en enfoque atractivo para el control de los óxidos de nitrógeno. Básicamente, todos estos métodos de control se basan en dos principios teóricos: l. Alcanzar un tiempo mínimo de residencia de los gases de la combustión a las temperaturas pico de la flama, por medio de a) bajando directamente la temperatura pico de la flama; b)

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ME TODOS DE CONTROL DE LOS GASES DE LA COMBUSTION PARA EL NOx

1000

Puede que en algunos procesos de combustión no sea posible, por varias razones, utilizar controles directos de la combustión para alcanzar niveles convenientes para las emisiones de NOx . Será necesario en estos casos eliminar los óxidos de nitrógeno de los gases fríos de la combustión antes de que descarguen a la atmósfera. Se investigan en la actualidad unos cuantos métodos para la remoción del NOx . El control de las emisiones de NOx por el tratamiento con los gases de la combustión es una tarea formidable. Una razón es que el gasto volumétrico de los gases de la combustión que requiere tratamiento es enorme para cualquier instalación dada. Por ejemplo, el gas procedente de una planta generadora de energía, de 1,000-MW se libera a un gasto de aproximadamente 10 8 pes/h. Sobre una base comparable, la cantidad de NOx liberada es de aproximadamente 10,000 lb/h. De modo que, mientras que la concentración de NOx es relativamente baja (200 a 1,500 ppm), la cantidad por tonelaje puede ser considerable. (La concentración de NOx podrá ser un factor de 3 veces más bajo que los valores típicos de so2 en un gas de combustión no sometido a tratamiento, sobre una base volumétrica). Un segundo factor está ligado directamente al factor anterior. Los grandes tonelajes de NOx además de las soluciones para el tratamiento representan un grave problema de disposición de residuos cuando se utilicen técnicas de adsorción o absorción. En la mayoría de ios casos el tratamiento de los gases de la combustión se deberán solamente considerar si fuera posible recuperar productos útiles o valiosos de la solución residual y se recircula el medio adsorbente o absorbente. Entre las posibles técnicas de remoción de los óxidos de nitrógeno están la descomposición catalítica, la reducción catalítica, la absm·ción y la adsorción.

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CONTROL DE LOS OXIDOS DE NlTROGENO

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METODOS OF CONTROL DE LOS GASI·:S

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Descomposición catalítica

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Sería muy conveniente poder utilizar la descomposición directa del NO en N 2 y 0 2 • Se dispone de numerosos datos para una variedad de catalizadores. Aun cuando la cinética del mecanismo de reacción sea todavía un tema de discusión, los datos obtenidos hasta la fecha indican que la reacción de descomposición es extremadamente lenta. No se ha encontrado ningún catalizador que proporcione suficiente actividad a temperaturas razonables. La remoción del NO de los gases de la combustión por esta técnica no es práctica en estos momentos. En las referencias (29, 30 y 31) se presentan investigaciones de este tipo. 8. 7.B

Reducción catalítica

La reacción con otro compuesto reduce el NO a nitrógeno molecular. Será necesario considerar dos tipos de reducción -selectiva y no selectiva. En la reducción selectiva, el reactivo añadido reduce preferentemente el NOx. En la reducción no selectiva, habrá que consumir primero el exceso de 0 2 • Se ha de preferir la reducción selectiva, ya que minimiza la cantidad requerida de reactivo. La reducción selectiva se puede llevar a cabo con H 2 , CO, NH 3 , o H 2 S como el gas reactivo, y con un catalizador adecuado (32). Cuando se utiliza el CO, el catalizador adecuado permite reacciones globales del tipo de 2CO + 2NO

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El uso delCO tiene la desventaja de que cualquier cantidad que quede sin reaccionar se suma a la contaminación general por el CO en la atmósfera. Es preferible utilizar hidrógeno que utilizar CO. Sin embargo, algunos catalizadores para el H 2 no son efectivos en la presencia del CO (que emana de la reacción principal de combustión). Se ha comprobado que los catalizadores más efectivos son los metales del tipo del platino. Hace mucho tiempo que se conoce la reducción del NO por el amoniaco. Se practica en un grado limitado en las plantas de ácido

La remoción combinada de S0 2 y NO por la adición de H 2 S está en estudio. Como en el caso de la reducción utilizando CO, el uso del H S deberá ser completo, ya que constituye en sí un contaminante. 2 En la reducción no selectiva, el NOx se convierte simplemente a N por el suministro de reactivo suficiente para reducir también el 2 exceso de oxígeno. Como reactivos típicos se tienen el hidrógeno o el metano, CH . Cuando se utiliza metano, las reacciones globales 4

de reducción del1....¡-0x serán CH 4 + 4N0 2 ~ 4NO + C02 + 2H 20 y

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METODOS DE CONTROL DE LOS GASFS CONTROL DE LOS OXIDOS DE NITROGENO

502

Estas reacciones compiten con la reacción de combustión del metano 1 1

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Estas reacciones son altamente exotérmicas. Por tanto, la temperatura del gas se podría volver muy alta como resultado del proceso de reducción. El valor real dependerá de la cantidad de contami~ nante reducida. Cuando se utilizan catalizadores de metales nobles, como el platino o el paladio, la temperatura de los gases de la com~ bustión deberá estar por encima de un cierto valor mínimo a fin. de asegurar la ignición. Para el CH 4 , esta temperatura está alrededor de 850° F (7 30°K ). La tasa de conversión es alta, aun con altas velocidades transversales. También se pueden utilizar catalizadores de metales no nobles (como el óxido de cobre soportado), pero son limitados los datos sobre su funcionamiento. Una fuente (33) pretende una redu~;:­ ción casi completa del NO por el hidrógeno a temperaturas entre 550° y 750°F y velocidades transversales en exceso de 50,000 vol/h/vol. (La velocidad transversal se define como el gasto volumétrico de flujo de gas por el volumen de catalizador). El catalizador estaba formado por 75 por ciento de óxido de níquel sobre alúmina. Los catalizadorel) para reducción del NO se utilizan comúnmente para controlar la emisión automotriz. Si se ha de utilizar la reducción catalítica no selectiva para las fuentes estacionarias de combustión, entonces será necesario utilizar aire estequiométrico (o hasta subestequiométrico) en la zona de combustión primaria. De otro modo, el costo del reactivo reductor sería prohibitivo. Por ejemplo, una unidad alimentada con carbón o petróleo con un moderado exceso de aire, tiene por lo general, alrededor de 3 por ciento de 0 2 en los gases de la combustión. Se requeriría alrededor de 15 a 20 por ciento más de agente reductor (equivalente), nada más que para eliminar el oxígeno, además del requerido para convertir el NOx. Por otra parte, el aire primario bajo, conduce a la formación de CO en la zona primaria de combustión. Este CO puede reaccionar con el NOx, reduciendo aún más la cantidad de reductor que se añade después. También existe cierta situación prometedora de que la reducción con catalizadores de metales no nobles puede reducir simultáneamente tanto el NOx como el S0 2 • 8.7.C

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503

Absorción

El agua puede absorber los óxidos de nitrógeno, soluciones de hidróxidos y carbonatos, ácido sulfúrico, soluciones orgánicas, y carbonatos e hidróxidos alcalinos fundidos. Cuando se utilizan soluciones alcalinas acuosas, como NaOH y Mg(OH)z, la completa remoción requiere que la mitad del NO se deberá oxidar primero a N0 2 (o añadir N0 2 gaseoso a

la corriente de gas). La absorción óptima ocurrirá cuando la relación molar de NO/N0 2 sea de 1: 1, lo que indica que la absorción del óxido combinado, N 2 0 3 , es la más favorable. La absorción de NOx por soluciones alcalinas se confirma durante la desulfuración de las emisiones de las plantas generadoras de energía por dichas soluciones. En el proceso de desulfuración, aparentemente 10 por ciento del NO se oxidaba a N0 antes de que los gases de la combustión llegaran al depu2 rador. Este último eliminaba entonces cerca del 20 por ciento del NOx, en partes iguales de NO y N0 2 • Se conoce desde hace tiempo la absorciún de los óxidos de nitrógeno por el ácido sulfúrico concentrado. Los compuestos formados en este caso son el ácido violeta, H 2 S0 4 ·NO, y el ácido nitrosilsulfúrico, NOHS0 4 . Este último es muy estable en ácido concentrado. La reacción es NO

+

N02

+ 2H 2 S04 ~ 2NOHS04 + H 20

Cualquier humedad presente en los gases de la combustión la absorbe el ácido, y esta humedad conduce hacia la izquierda la ecuación anterior. Esta área problemática se puede reducir operando a una temperatura elevada (> 250° F) de tal manera que la presión parcial del agua en la solución sea igual a la presión parcial del agua en los gases de la combustión. El uso de ácido sulfúrico para eliminar el S0 2 y el NOx se investiga intensamente. 8. 7 .D

Adsorción

El uso del carbono (carbón activado) para adsorber los óxidos de nitrógeno ha sido estudiado extensamente ( 34 ). El carbón tiene una alta tasa y capacidad de adsorción, comparado con otros materiales. No obstante, la regeneración podría constituir un problema. Podría presentarse otra dificultad con los riesgos potenciales de incendio y explosión con dicho material, ya que el 0 2 está usualmente presente en los gases de la chimenea. El óxido de manganeso y los óxidos férricos alcalinizados muestran un potencial técnico. No obstante, la atrición del sorbente es un importante obstáculo tecnológico. La técnica no parece ser muy prometedora en la actualidad. En resumen, los métodos como la reducción catalítica, la descomposición catalítica, la absorción o la adsorción pueden ofrecer algunos medios limitados para reducir las emisiones de NOx procedentes de los gases de la combustión asociados con las fuentes estacionarias de combustión. No obstante, la reactividad limitada de los óxidos de nitrógeno y las inmensas cantidades de gas que se han de manipular imponen una restricción severa a la técnica global de la depuracióh de los gases de la combustión. Para las fuentes estacionarias, los mé-

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S04

CONTROL DE LOS OXIDOS DE NITROGFNO

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PROBLEMAS

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1

todos más prometedores serán aquellos que implican el control del propio proceso de combustión.

PREGUNTAS l. Enumerar los óxidos de nitrógeno que estén presentes en cantidad suficiente para contribuir a la contaminación del aire. 2. ¿Por qué es la reducción del monóxido de nitrógeno un factor importante en la reducción de la contaminación del aire? 3. Indicar las principales fuentes de los óxidos de nitrógeno. 4. ¿A qué temperatura se hace significativa la formación del NO en una reacción de combustión? 5. ¿cómo influye la temperatura de la reacción en la cantidad formada de N0 2 , basándose en condiciones de equilibrio? 6. ¿Por qué las cantidades de NO y N0 2 presentes en los gases emitidos por los procesos de combustión son tan diferentes de las pronosticadas por la química del equilibrio? 7. ¿cuáles son los tres parámetros básicos que se deberán controlar a fin de limitar la cantidad de NO emitida de un proceso de combustión? 8. ¿cuáles son los factores que controlan la formación de NOx en los procesos de combustión? 9. Utilizar los datos de la sección 8.6, e indique la reducción de NOx que se puede esperar cuando se utiliza una recirculación de 20 por ciento para los gases de la combustión con a) 20 por ciento de exceso de aire y b) 15 por ciento de exceso de aire. 10. ¿Qué se quiere decir con combustión de dos etapas? 11. ¿Por qué la remoción del NOx de los gases de la combustión es una tarea formidable? 12. Enumere las posibles técnicas para controlar la emisión de los óxidos de nitrógeno. 13. Seleccionar uno de los procesos de reducción catalítica, para la remoción del NOx de los gases de la combustión, y diga las razones para considerar como el mejor método. 14. ¿En qué condiciones se deberá emplear el método de adsorción para controlar las emisiones de NOx? 15. Con base en los datos de las constantes de equilibrio, ¿cuáles serán las condiciones que aumenten la cantidad de NO formada por la combustión? 16. Con base en los datos presentados en la figura 8.4, estime el tiempo requerido para mantener el nivel del monóxido de nitrógeno a un valor por debajo de 200 ppm. Compárese este resultado con los datos para 100 ppm presentados en la sección 8.4. 17. ¿cuáles son los métodos de control de combustión que se pueden emplear para reducir las emisiones de los óxidos de nitrógeno? 18. ¿Por qué no se considera la reducción catalítica del NO un buen método de reducción del mismo en las plantas de energía, generadoras de vapor? 19. ¿Es posible combinar la remoción del NO y el S0 en un solo sistema, 2 aplicable a las plantas de energía que consumen carbón?

PROBLEMAS

1

1

1

8.1 Estimar, por medio de la tabla de factores de emisión que se encuentra en este capítulo, las emisiones en toneladas procedentes de la incineración de los desechos de una ciudad de 100,000 habitantes. Se utilizará un incinerador municipal sin controles. Suponga que cada persona genera 5 libras de desecho al día, y las fuentes industriales dentro de la ciudad generan otras 2.5 libras de desechos per cap ita al día. 8.2 Una planta generadora de 1,000 MW puede operar con a) carbón con un valor calórico de 11,000 Btu/lb, b) aceite combustible o combustóleo con un valor calórico de 18,000 Btu/lb y una densidad relativa de 0.86 y e) gas natural con un valor calórico de 1,000 Btujpcs. Si la eficiencia térmica de la planta es de 38 por ciento, determinar las emisiones de NOx para estas tres fuentes de combustible, en toneladas por día, con base en los factores de emisión. 8.3 Un carbón de semiantracita tiene el siguiente análisis último de sus elementos básicos, expresados como por ciento en peso: azufre, 0.6; hidrógeno, 3.7; carbón, 79.5; nitrógeno, 0.9; oxígeno, 4.7; y un contenido de ceniza de 10.6 por ciento. El carbón se quema con 20 por ciento de exceso de aire más allá del requerido para cambiar el S, H y Ca S02, H2 O y COz. Si a) 50 por ciento y b) 20 por ciento del nitrógeno combinado se convierte a NO, y no se oxida nada del nitrógeno atmosférico a NO, ¿cuántas serían las partes por millón de NO en los gases de la combustión? 8.4 Considerar una mezcla gaseosa inicial de 8.0 por ciento de C0 2 , 12 por ciento de H2 O, 7 5.0 por ciento de N 2 , y 5 .O por ciento de 0 2 , en volumen. Si la mezcla se mantiene a, a) 1,200°K, b) 1,500°K y e) 2,000°K, estime la concentración de equilibrio del NO en partes por millón, si la sola reacción que se ha de considerar es la del N 2 y el 02 que reaccionan para formar NO. 8.5 Considerar una mezcla gaseosa inicial compuesta de 10.0 por ciento de C02, 10.0 de Hz O, 70 por ciento de Nz, y 10.0 por ciento de 0 2 , en volumen. Si la mezcla se calienta a a) 1 ,500°K y b) 2 ,000°K a 1 atm, pronostique la concentración de equilibrio del NO en partes por m.illón, si la única reacción que se ha de considerar es N 2 + 0 2 # 2NO. 8.6 Con base en las ecuaciones de la sección 8.4.A, determine los valores de k4 y k~, para a) 600° y 1,200°K y b) 500° y 1,000°K. 8.7 Estime la relación [NO]/[NO]c con base en las consideraciones cinéticas de la sección 8.4.b para a) un valor de M = 70 y C = 0.5 y para t = 0.01, 0.04 y 0.10 s. b) ¿Qué temperatura corresponde a M= 70, en grados Kelvin? 8.8 Considerar el problema 8. 7, excepto que M = 50. 8.9 Considerar el problema 8.7, excepto que M= 30. 8.10 Demostrar que cuando la reacción (8.6) se incluye como reacción en el mecanismo de Zeldovich, se tiene que d[NO]

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CONTROL DF LOS OXIDOS DE NITROGFNO

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donde N + OH --+NO+ H sería la reacción (6) según el sistema de denominación usado en la sección 8.4.B. Un aceite combustible residual o combustóleo con una fórmula promedio para el hidrocarburo C 10 H 20 , contiene además a) 0.3 por ciento y b) 0.5 por ciento en peso de nitrógeno enlazado químicamente en el combustible. Si todo este nitrógeno se convierte en NO y el componente C 10 H 20 se consume con 60 por ciento de exceso de aire, calcule la concentración de NO en los gases de la combustión, en partes por millón, suponiendo que no hay conversión a NO del nitrógeno en el aire atmosférico y completa combustión del hidrocarburo. La norma de emisión de NO en los gases de escape de una unidad alimentada con petróleo es aproximadamente de 230 ppm. Considere un petróleo con una fórmula de C 1o H 2o Nx. El petróleo se quema con 50 por ciento de exceso de aire más allá del requerido para cambiar a C y H a C02 y H2 O. Suponga que 50 por ciento del nitrógeno combinado en el combustible se convierte en NO, y que no se convierte ningún nitrógeno (N 2 ) del aire atmosférico utilizado para la combustión. ¿cuál será el por ciento máximo de nitrógeno permisible, en peso en el combustible sin que se exceda la norma de emisión? Utilizando la ecuación 8.15, determinar la emisión de NOx, en libras por millón de Btu para la combustión del gas metano (CH 4 ) con 10 por ciento de exceso de aire si se reporta la concentración de NOx como a) 100 ppm y b) 500 ppm. La emisión de NOx de una caldera generadora de energía es de 0.65 libra/1 0 6 Btu de entrada. Suponga que el combustible es carbón puro, y que se usa 20 por ciento de exceso de aire en el proceso de combustión. Determine el NOx en partes por millón. Determinar la concentración en ppmm de oxígeno atómico que se halla en equilibrio en una mezcla inicial de 97 por ciento de N 2 y 3 por ciento de 0 2 en volumen y para temperaturas de a) 2,000°, b) 2,000° y e) 2,400°K.

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1

CONTROL DE LOS OXIOOS DE NITRUGENO

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Capítulo 9 Reacciones fotoquímicru atmosféricru

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Entre las características más molestas de la vida en las áreas metropolitanas de paises industrializados está la presencia frecuente del neblumo. Neblumo es el nombre que usualmente se da a aquella forma de contaminación del aire que se origina de la interacción de la luz solar con varios constituyentes de la atmósfera. El neblumo se caracteriza químicamente por un nivel relativamente alto de oxidantes que irritan ojos y garganta, dañan plantas y son causa de que los productos de características semejantes al hule se cuarteen. Los olores y la disminución de la visibilidad son también característicos de las condiciones del neblumo.

9.2

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INTRODUCCION

TERMODINAMICA DE LAS REACCIONES FOTOQUIMICAS

Algunas reacciones que ocurren en la atmósfera no serían posibles a menos que se dispusiera de una cantidad relativamente grande de energía proveniente de alguna fuente. Por ejemplo, la disociación del oxígeno molecular requiere alrededor de 500 kjfg·mol. La energía en una dosis tan concentrada no puede provenir de los gases a baja temperatura que constituyen la atmósfera. Sin embargo, la radiación solar sí puede proporcionar esta cantidad de energía. Los fotones que emite el sol poseen una energía h v, donde v es la frecuencia asociada con un fotón en particular y h es la constante de Planck con un valor de 509

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REACCIONES I'OTOQUIMICAS ATMOSFERICAS

6.62 X 1 o- 34 J. S. Interviene un espectro continuo de frecuencias, de manera que se dispone de un amplio espectro de energías. Como la longitud de onda de la luz es inversamente proporcional a su frecuencia (X = cfv), un fotón con una energía relativamente grande tendrá una corta longitud de onda. La región de radiación infrarroja se extiende 4 aproximadamente de 1 a 100 p.m (lJLm =10- 6 m= 10 A). Se observa que el valor de hv (he/A.) es aproximadamente igual a 125 kJ /g ·mol para X igual a 1 p.m. (El g· mol utilizado en este lugar representa el número 23 de fotones igual al número de Avogadro, esto es, 6.0225 X 10 fotones.) A 100 p.m, la energía de un cuanto luminoso (un fotón) es evidentemente 1.25 kJ /g·mol. Los fotones dentro de este intervalo de energía podrá calentar un gas o excitar sus modos de energía rotatorio~ o vibratorios. Sin embargo, no excitarán sus movimientos electrónicos. Para romper un enlace C-C o un enlace C-H, se requieren alrededor de 350 y 420 k] fg•mol, respectivamente. Estos enlaces, así como el enlace 0-0 comentado anteriormente, requieren fotones con una longitud de onda mucho más corta que los de la región infrarroja. Considerando que el espectro visible tiene límites de 4000 a 8000 A (0.4 a 0.8 p. m), se observa que los fotones en los límites exteriores poseen energías aproximadamente entre 290 y 145 kJ fg·mol. Se entra de este modo en el intervalo en que las moléculas estári activadas electrónicamente por la radiación solar. En la región ultravioleta de 0.4 a 0.2 ¡J. m, las energías respectivas de los fotones son de 290 a 580 kJ/g·mol. Por tanto, la mayoría de las reacciones fotoquímicas requieren energía luminosa en el cercano ultravioleta o en las partes inferiores del espectro visible. A pesar de que la absorción de un fotón de energía puede ocasionar algunos cambios posibles en la molécula, la principal preocupación en los estudios fotoquímicos atmosféricos la constituye el fenómeno de la disociación química. Fundamentalmente, la disociación fotoquímica se puede considerar como un proceso de dos etapas. La absorción de un fotón de energía por la especie A conduce a un estado excitado,

A*. A+ hv

~A*

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Esto va seguido de la disociación de A* en dos productos, tales como A*~

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B

+e

lJsualmente un estado excitado es muy inestable, de modo que la segunda reacción ocurre rápidamente después de la formación de A*. Tanto B como e, o ambos pueden ser altamente reactivos. Por tanto,

EL OXIGENO MONOATOMICO Y LA I'ORMACION OH OZONO

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producen una cadena de reacciones que culminan en el inconveniente producto final del neblumo fotoquímico.

9.3

EL OXIGENO MONOATOMICO Y LA FORMACION DEL OZONO

En la alta atmósfera (por encima de 50 millas) los fotones de alta energía (X ~0.2 p.m) atacan al oxígeno molecular, según lo indica la reaccwn 02

+ hv

~

20

a)

Esto da por resultado que el oxígeno exista solamente como O monoatómico en esta región. A más bajas alturas, el oxígeno monoatómico experimenta algunas reacciones. Dos de ellas son recombinaciones para formar 0 2 y, más importante, la combinación con el 0 2 para formar ozono, O 3 , según la reacción O

+ 02+ M

~

03+ M

b)

donde M es un tercer cuerpo capaz de aceptar energía. El propio ozono experimenta cambios fotoquímicos (X~ 0.2- 0.29 p.m) de modo que 03

+ hv -+ 0 2 + O

e)

El resultado final es que se crea una capa de ozono por encima de la superficie terrestre, con la mayor concentración (0.03 ppm) en la región entre 1 O y 20 millas sobre la superficie terrestre. Ahora bien, debido a la turbulencia y la difusión en la atmósfera, algunas de las sustancias liberadas por las fuentes originadas por el hombre se exponen a las condiciones de la estratosfera. Cualesquiera óxidos de nitrógeno arrastrados hasta dicha región, o formados allí mismo regresarán probablemente a la tierrq como ácido nítrico como resultado del efecto de oxidación en la capa de ozono. Esta capa de ozono ofrece varios efectos interesantes. Debido a las características de absorción del ozono, actúa como un filtro para las radiaciones ultravioleta, que tratan de llegar a la superficie terrestre. Por tanto, a más baja altitud se reduce algo la actividad fotoquímica. Desde el punto de vista del hombre, dicha reducción es esencial, independiente de los problemas del neblumo. El cuerpo humano, como está constituido no podría soportarla radiación ultravioleta procedente del sol, si esta radiación no estuviera atenuada por la capa de ozono.

PAPEL DE LOS OXIDOS DE NITROGENO EN LA FOTOOXIDACION

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la presencia de un tercer cuerpo) para formar ozono mediante la reacción b ). Luego, el ozono oxida el monóxido de nitrógeno a dióxido de nitrógeno. En resumen, el ciclo fotolítico del dióxido de nitrógeno se puede representar por

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9.4

PAPEL DE LOS OXIDOS DE NITROGENO EN LA FOTOOXIDACION

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En las áreas donde las emisiones de la industria pesada se combinan con emisiones de fuentes móviles, la atmósfera recibe grandes cantidades de S0 2 y NO, que son agentes reductores, e hidrocarburos, que por lo general no tienen fuerza oxidante. En ausencia de la luz solar , el S0 2 y el NO se convertirían lentamente en sulfatos y nitratos; no existirían entonces las condiciones que ahora predominan en las áreas urbanas. No obstante, se tiene el problema de la contaminación del aire, debido al hecho de que, además del SO 2 y el NO, los hidrocarburos y la luz solar están presentes en la atmósfera urbana. Según el monóxido de nitrógeno (NO) es liberado por fuentes estacionarias y móviles, tiende a oxidarse a NO 2 por medio de la reacción 2NO

+ 02

~

2N02

d)

Si la concentración fuera de 1000 ppm, tendría lugar en pocos segundos la conversión casi estequiométrica del NO al N0 2 • Sin embargo, durante la mezcla de los gases de escape y de la combustión, se baja significativamente la concentración de NO. Si existiera en la atmósfera 1 ppm de NO, la vida media (50 por ciento de conversión) de monóxido de nitrógeno sería como de 100 horas. La vida media será mayor para menores concentraciones. No obstante, si está presente el ozono, la conversión es extremadamente rápida aun a concentraciones bajas. Para las concentraciones respectivas de NO y 0 3 de 0.1 ppm, se requerirán alrededor de 20 segundos para la oxidación total. La síntesis del ozono cerca de la superficie terrestre no se lleva a cabo por medio de las reacciones a) y b ). La fotodisociación del 0 2 por la reacción a) requiere energía solar en la región de 0.2 J,J.m. Sin embargo, la radiación solar menor de 0.29 ¡J. m no llega a la tropopausa, habiendo sido eliminada principalmente por reacciones con el ozono en la estratosfera. Por tanto, el ozono en la troposfera deberá producirse por algún otro mecanismo. Su formación se atribuye por lo general al ciclo fotolítico del dióxido de nitrógeno. El dióxido de nitrógeno es altamente reactivo fotoquímicamente. Para las radiaciones por debajo de 0.38 J.I.ID, el gas se disocia según la reacción N02

+ hv

~

NO

+

O

e)

.H ~~~

513

Rl·:ACCIONl·:S FOTOQUIMICAS ATMOSFERICAS

512

Esta es una de las reacciones fotoquímicas más importantes en la atmósfera inferior, puesto que produce el oxígeno monoatómico O, altamente reactivo. Como ya se indicó, el O se combina con el 0 2 (en

+ hv + 02 + M 0 3 + NO N02

O

+O ~ 03 + M ~ N02 + 0 2

~

e)

NO

b)

f)

El NO 2 inicial para la reacción e) se forma por la reacción d), esto es, la oxidación directa pero lenta del NO al N0 2 • Ya indica que aproximadamente 5 por ciento del NO que sale de una fuente estacionaria de combustión ya ha sido convertida a N0 2 antes de salir de la chimenea. Las tres reacciones ya indicadas son muy rápidas, y la combinación tendería a mantener en un estado de nivel bajo y constante de ozono. En la figura 9.1 se muestra un modelo simplificado del ciclo fotolítico del dióxido de nitrógeno. Representa las reacciones e), b) y f). En el ciclo se indica la posición de dichas reacciones. Son posibles otras numerosas reacciones que incluyen especies que contengan nitrógeno y oxígeno. Entre las reacciones sugeridas están las siguientes: O O O

+

N02

+ N02 + + NO + N03

Dióxido de nitrógeno, NÚ2

+ 03 + N02 + M

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+ 02

NO

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N03 + M N02

+

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M

+ NO ~ 2N02

N02

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REACCIONl,:S FOTOQUIMICAS ATMOSFl,:RICAS

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LOS HIDROCARBUROS I·:N LA FUTOQUIMICA ATMOSFERICA

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Algunas de estas especies se podrían eliminar finalmente de la serie de reacciones. Por ejemplo, en la presencia de gotas de vapor de agua en la atmósfera, se encontrará que

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La reacción n) es una reacción en equilibrio. El ácido nítrico formado de cualesquiera de estas reacciones podrá reaccionar aún más y formar sales de nitratos. El mecanismo general que se acaba de describir sería correcto esencialmente si las especies indicadas en el ciclo de eventos no interactuaran con otras especies presentes en la atmósfera. No obstante, las mediciones atmosféricas indican que el mecanismo de reacción deberá ser mucho más complejo que el suministrado por ciclo fotolítico del dióxido de nitrógeno. En primer lugar, las concentraciones observadas de ozono pueden alcanzar de 0.2 a 0.5 ppm para promedios pico de 1 hora. Esto representa un orden de magnitud mayor que la concentración pronosticada por el modelo de estado estacionario de la figura 9 .1. En segundo lugar, la variación diaria de NO, N0 2 , y O 3 es amplia y compleja, y no se puede explicar por el modelo simple. La variación diurna de estas tres especies en Los Angeles aparece en la figura 9.2. Excepto por la mañana muy temprano (7 a 10 am), las concentraciones de 0 3 y NO no son elevadas al mismo tiempo(< 0.01 ppm). Aun en este periodo tan prematuro, el O 3 aumenta mientras disminuye el NO. Por lo general, las concentraciones de 0 3 y N0 2 son elevadas al mismo tiempo. Esta última aseveración está cualitativamente de acuerdo con la ecuación (9.1), que representa la cinética del estado estacionario de las reacciones b ), e) y f), a saber

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Figura 9.2 Variación diurna de las concentraciones de NO, N0-2 , y O 3 , en Los Angeles, el 19 de julio de 1965. (FUENTE: NAPCA. Air Quality Criteria for Photochemical Oxidants, AP-63. Washington, D.C.: HEW, 1970.)

tante se origina de la ecuación (9.1 ). La concentración de ozono en la atmósfera aumenta en proporción a la cantidad de NO oxidado a N0 2 • Por tanto, la gran cantidad de ozono observado en las atmósferas urbanas, comparándola con la cantidad pronosticada por el ciclo fotolítico del dióxido de nitrógeno, sólo sería esperado si se pudiera establecer un mecanismo alternativo para la oxidación del NO a N0 2 •

9.5

LOS HIDROCARBUROS EN LA FOTOQUIMICA A TMOSFERICA

La complejidad creciente de las reacciones atmostéricas se debe a la presencia de hidrocarburos. Todavía no se ha podido delinear en su totalidad la fotoquimica en la atmósfera inferior. Sin embargo, se podrían mencionar en este lugar dos mecanismos básicos que conducen al aumento en las concentraciones de N0 2 y 0 3 , indicadas en la figura 9.2. Primero, una pequeña parte del oxígeno atómico formado por la reacción e) es capaz de reaccionar con diversos compuestos orgánicos para formar radicales libres, orgánicos e inorgánicos. Lo mismo es cierto para el ozono formado por la reacción b ). En términos de los compuestos olefínicos estas reacciones podría ser O+ olefina ~ R·+ RO· 0 3 + RCH =CHR ~ RCHO + RO·+ HCO

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RI-:ACCIONI·:s ¡-:oTOQUIMlCAS ATMOSFI·:RICAS

LOS HIDROCARBUROS I·:N LA FOTOQUIMICA ATMOSFERICA

517

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donde R ·, RO·, y HCO· son radicales libres. El aldehído formado en la reacción p) constituye, en sí un contaminante. La siguiente etapa importante es la reacción de un radical libre con el oxígeno molecular para formar radicales peróxido, (ROO·), como por ejemplo

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Por tanto, las reacciones de este tipo con hidrocarburos aumentan la producción de NO 2 , más allá de lo debido al ciclo fotolítico del dióxido de nitrógeno. Esto dará por resultado que la concentración de ozono basada en la ecuación (9 .1) se desviará hacia arriba. El esquema anterior de reacción proporciona de este modo un mecanismo para aumentar la concentración de ozono. La reacción r) eclipsa a la reacción f) en la oxidación del NO al N0 2 , y, por tanto la reacción f) no representa un papel dominante en la reducción de la concentración de ozono. Por ello, la reacción b) produce ozono, pero es poco lo que consume en horas de la mañana, en una atmósfera urbana. Se podrá tener una fuente adicional de O 3 por medio de la reacción con el O 2 de los radicales peróxido, de manera que

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Este tipo de reacción podría además contribuir al aumento rápido de la concentración de ozono a media mañana. No obstante, se ha sugerido ( 1) que la reacción anterior podrá ser de menor importancia, y que la influencia de las especies radicales al convertir rápidamente el NO a N0 2 es suficiente para explicar la acumulación de O 3 • Finalmente, se puede retrazar la figura 9.1 a fin de incluir la interacción de los hidrocarburos con el ciclo fotolítico del óxido de nitrógeno. En la figura 9.3 se muestra una representación simplificada. Los átomos de oxígeno atacan a los diversos hidrocarburos (especialmente las olefinas y los hidrocarburos sustituidos). Además el ozono puede oxidar los hidrocarburos, pero las tasas de reacción son considerablemente más lentas que las de la oxidación de los hidrocarburos por medio del oxígeno atómico. Los compuestos oxidados y los radicales libres reaccionan entonces en el NO para formar más N0 2 • Como una parte significativa reacciona ahora con las especies de hidrocarburos (camino superior en la figura 9.3 ), habrá menos can ti dad disponible para la reacción con 0 3 (camino inferior). Esto trastorna el consumo

Figura 9.3 Interacción de los hidrocarburos con el ciclo fotolítico del nitrógeno atmosférico. (FUENTE:· NAPCA. Air Quality Criteria for Photochemical Oxidants, AP-63. Washington, D. C.: HEW, 1970.)

de O 3 por el NO, de manera que aumenta el nivel de O 3 • En las misma& circunstancias, también aumenta el nivel de N0 2 , en vez de permanecer relativamente consta~ te, ya que se dispone de una fuente adicional para la formación de N0 2 • Por tanto, la concentración de N0 2 , que debería normalmente disminuir debido a su fotodisociación inicial por la luz solar, aumenta en realidad, de manera significativa. El NO se agota a su vez. La figura 9.2, a la que se hizo mención, está de acuerdo con la sincronización general de los eventos pronosticados por este modelo químico. Por supuesto que los eventos mostrados en la figura 9.3, no presentan la complejidad del sistema actual. No obstante, es un provechoso esquema para explicar cualitativamente la rápida acumulación de N0 2 y el aumento en el nivel del ozono. Como un segundo mecanismo para la formación de radicales libres, muchos compuestos orgánicos presentes en el aire son en sí fotoquímicamente reactivos. Entre ellos se incluyen los aldehídos, cetonas, peróxidos y los nitratos de acilo. La absorción de la radiación solar por estos compuestos contribuirá a la producción de radicales libres, los que a su vez serán causantes de muchos compuestos nuevos. Por ejem· plo, los aldehídos experimentan disociaciones, tales como RCHO + hv

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R·+HCO·

Cualquiera que sea el mecanismo inicial, la presencia de radicales libres conduce a la química compleja de la formación del neblumo. Están presentes en cantidades extremadamente diluidas, por ejemplo, menos de 1 O ppmm. No obstante, su dilución conduce a vidas medias largas. Estos es, podrán permanecer durante minutos u horas. Por tanto, tienen tiempo suficiente para iniciar algunas reacciones.

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518

REACCIONES FOTOQUIMICAS ATMOSFERICAS

Unos de los más grandes problemas que se presentan en el estudio del neblumo fotoquímico es la identificación de aquellas especies químicas más importantes. A continuación se presenta una lista de las reacciones adicionales frecuentemente citadas. No obstante, no se pretende en modo alguno que la lista sea completa, ni se ha de inferir que todas las ecuaciones de la lista tendrán finalmente un papel dominante. RC02 ·+NO~RCO·+N0 2 RC0·+0 2 ~RC03 •

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Esta reacción en cadena se completa por la oxidación del monóxido de nitrógeno por medio del radical hidroperoxilo para llegar al dióxido de nitrógeno mediante la reacción ~

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Entre las reacciones terminales de la cadena se incluyen

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RC03 ·+N02 ~RC03 N02

519

El átomo de hidrógeno actúa inmediatamente para volver a formar el radical de hidroperoxilo, H0 2 , por medio de la reacción

H02 + NO

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RC03 ·+NO~N02

LOS HIDROCARllUROS EN LA I:OTOQUIMICA ATMOSFERICA

(nitrato de peroxiacilo)

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Varias de las reacciones anteriores constituyen etapas finales de una cadena. Estas reacciones representan sólo algunas de las que se pudieran incluir en un mecanismo cinético generalizado (2). El punto más importante que se ha de tener en cuenta en las reacciones anteriores, es que frecuentemente el mismo radical aparece como producto en una reacción y como reactivo en otra. Por tanto, una cantidad relativamente pequeña de diversos radicales libres podrá ser responsable de la formación de una cantidad considerable de contaminantes. La cadena de reacciones se inicia con la fotooxidación de los hidrocarburos por el oxígeno atómico. Esta última especie se forma, como ya se indicó por la fotodescomposición del dióxido de nitrógeno. Los productos más importantes de estas reacciones fotoquícas son aldehídos, cetonas, co, co2' nitratos orgánicos y oxidantes. Entre estos últimos se incluyen el ozono, N0 2 , compuestos de nitratos de peroxiacilos y el peróxido de hidrógeno (H 2 0 2 ). Hay otro mecanismo que se cita con frecuencia (3,4) como una fuente de grandes concentraciones de radicales en la atmósfera urbana. En este caso el oxígeno atómico reacciona con el agua para formar radicales hidróxilo, OH. El radical hidróxilo inicia entonces una corta reacción en cadena, según reacciona tanto con el ozono como con el monóxido de carbono, de manera que OH+ oH+

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Esta serie de reacciones incluye las de inicio, propagación y terminación de la cadena. Obsérvese que el mecanismo no sólo proporciona un mecanismo de oxidación para pasar del NO al N0 2 , sino que elimina de la atmósfera el monóxido de carbono. También se podría formar formaldehí do por una reacción similar en cadena, que se inicia con la reacción del radical hidróxilo con el metano. Como característica interesante de este mecanismo, se tiene que el monóxido de carbono representa un papel dominante en la etapa inicial de la cadena. Hasta principios de la década del 70, se consideraba al monóxido de carbono como relativamente poco reactivo con respecto a la formación del neblumo f~•oquímico. Sin embargo, los datos (5) tomados de una cámara irradiada de neblumo indican, que el monóxido de carbono acelera la oxidación del monóxido de nitrógeno y la formación del ozono. La composición inicial dentro de la cámara durante una prueba específica incluía 3 ppm de isobuteno, 1.5 ppm de monóxido de nitrógeno, menos de 0.04 ppm de N0 2 y una humedad relativa de 70 por ciento. Se tomaron datos comparativos para las concentraciones iniciales de O y 100 ppm. La presencia del CO aceleró notablemente la desaparición de las olefinas, la aparición del ozono y la conversión del NO a N0 2 . Se llegó a una concentración de ozono de 0.5 ppm en aproximadamente 2 horas, estando inicialmente presente el CO, mientras que se requirieron 3 horas cuando el CO estaba inicialmente ausente. Una reducción similar en el tiempo para la concentración pico del N0 2 tuvo lugar dentro de la cámara. Si estos resultados en la cámara de neblumo constituyen una aproximación válida de las reacciones atmosféricas, será necesario entonces suponer que la presencia del monóxido de carbono en la atmósfera por la mañana temprano no

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RI~ACCJONES

FOTOQUJMJCAS ATMOSFERICAS

sólo acelera la oxidación del N0 2 , sino apresura además la aparición de oxidantes en la atmósfera. El efecto de la concentración sobre los procesos de fotooxidación, como se acaba de describir, se obtuvo para un nivel de CO de 100 ppm. Sin embargo, dichos niveles no se observan usualmente en las atmósferas urbanas. Por ejemplo, se informa (6) que el nivel geométrico medio del CO para la ciudad de Los Angeles era de alrededor de 1 Oppm para valores horarios, y el mayor promedio diario por hora reportado para el CO era de 37 ppm. Sería difícil interpolar los resultados al nivel de 100 ppm para niveles intermedios menores de 50 ppm. Además, se efectuaron las mediciones en la presencia de un solo hidrocarburo. Las mediciones posteriores (7) aniveles de CO de 25 y 50 ppm, han mostrado resultados algo diferentes. Esta última investigación utilizó una mezcla de hidrocarburos que se consideraba representativa de la zona de Los Angeles (concentración total de HC de 1.96 ppm), 0.97 de monóxido de nitrógeno y 0.05 ppm de dióxido de nitrógeno. La producción de ozono se midió después de 500 minutos de irradiación. Se encontró que, para niveles de CO menores de 35 ppm, el nivel de ozono se vería poco afectado y que la tasa de formación del N0 2 aumentaría ligeramente en comparación con las atmósferas que tuvieran un valor cero de concentración de monóxido de carbono. La conclusión final fue que el CO tendría un efecto despreciable sobre la formación del neblumo fotoquímico a las concentraciones de CO, NOx, e hidrocarburos que se encuentran comúnmente en los ambientes urbanos.

9.6

LOS OXIDANTES EN EL NEBLUMO FOTOQUIMICO

Cuando el término oxidante se usa en los estudios de la contaminación del aire, se refiere por lo general a aquellas sustancias que pueden oxidar el yoduro de potasio u otros reactivos químicos. A menudo es difícil obtener una correlación entre los métodos para la medición de las concentraciones de oxidantes debido a la variación en la relativa reacción de los diferentes oxidantes a la técnica utilizada. Los oxidantes en la atmósfera incluyen el ozono, dióxido de nitrógeno, peróxido de hidrógeno {H 2 0 2 ), compuestos de nitratos del tipo de peroxiacilo, y posiblemente otros tipos de compuestos de peróxido e hidroperóxido. El nitrato de peroxiacetilo. NAP, es uno de los oxidantes orgánicos que constituye un contamiante principal. A pesar de que su estructura quedó bastante bien establecida en la mitad de la década de los aí'ios 60,

LOS OXIDANTES EN EL NEBLUMO FOTOQUIMICO

521

las mvestigaciones a fines de la misma década llevaron a una esctructura más definitiva. Hoy se considera su formulación básica como

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C-0-0-N02

Este compuesto es un tuerte irritante de los ojos y es nocivo para las plantas. Por ejemplo, las concentraciones de NAP en Riverside, California, han llegado a 60 ppm. Se conoce otro fuerte irritante de los ojos, identificado en 1968 (8); se trata del nitrato de peroxibenzilo, NPB, que tiene la estructura.

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C-0-0-N02

Se informa que el NPB es aproximadamente cien veces más irritante para los ojos que el NAP. Las investigaciones parecen indicar que prácticamente cualquier hidrocarburo (con la posible excepción del metano) es susceptible de ser fotooxidado en la presencia de NO x para tomar alguna forma de oxidante. Los únicos requerimientos necesarios son que la relación entre el hidrocarburo y el NOx sea lo suficientemente elevada y que el tiempo de irradación sea suficientemente prolongado. Esto indica que una reducción considerable en la descarga de hidrocarburos podría llevar a una reducción significativa en la concentración de oxidantes en las áreas urbanas. La norma nacional para la calidad del aire ambiental aplicada a los oxidantes fotoquímicos y expresada como ozono (corregidas para so2 y N0 2 ) es de 240 ¡;. gfm 3 (0.12 ppm), promediados durante 1 hora. Este límite no se ha de sobrepasar durante 1 hora más de una vez al año. Es difícil evaluar los efectos de los oxidantes fotoquímicos en la salud humana, puesto que otros factores que afectan la salud ocurren frecuentemente de una manera simultánea. Por ejemplo, la mortalidad diaria de los ancianos en Los Angeles se correlaciona bien con los días de temperaturas elevadas y concentraciones altas de los oxidantes. Para valores más bajos de estos dos parámetros, no predomina ninguna relación congruente. La temperatura aisladamente constituye una grave tensión ambiental. Todavía no se ha podido verificar si un efecto sinergista ocurre junto con niveles de oxidantes altos. Aun con enfermedades crónicas, como enfisema, bronquitis y asma, L.t correlación entre los síntomas y los niveles anormalmente elevados de los oxidantes no resulta significativa. El síntoma más común y generalizado asociado

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Rl·:ACCIONES FOTOQUIMICAS ATMOSI,.ERICAS

obviamente con el aumento de los niveles de oxidantes es la aguda irritación de los ojos. El ozono no es un irritante primario de los ojos, Sin embargo, la irritación ocular está consistentemente asociada con niveles de oxidantes que sobrepasan 200 ¡.J.gjm 3 (0.1 ppm). Con una norma federal para los oxidantes de 240 J1 gjm 3 , no existe ningún margen de seguridad entre la norma y el inicio de la irritación a los OJOS.

A pesar de que la norma para la calidad ambiental del aire, aplicada a los oxidantes fotoquímicos es de 240 J1 gjm 3 para un promedio de 1 hora, este valor es frecuentemente excedido en áreas tales como la cuenca de Los Angeles. Por tanto, los estados deberán tener un plan de contingencias que proporcione varios grados de advertencias para la población cuando se alcancen ciertos niveles de oxidantes. Desde el 13 de marzo de 1974, la APA estableció nuevos niveles para dichas advertencias. A continuación se muestran dichos niveles: Alerta Advertencia Emergencia Daños significativos

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523

REAC'TIVIDAD DF LOS HIDROCARBUROS

tales como los daños a las plantas, reducción de la visibilidad, irritación ocular. Las diferencias en el resultado final se explican en términos de la reactividad de los hidrocarburos. En la literatura aparecen varias mediciones diferentes de la reactividad. Entre los datos experimentales utilizados para la evaluación se encuentran la tasa de consumo de los hidrocarburos, la oxidación del monóxido de nitrógeno, la formación de oxidantes, formación de aerosoles, irritación de los ojos y daños a las plantas ( 1 O). Por lo general los resultados basados en las tasas de reacción y la oxidación del monóxido de nitrógeno coinciden. Las olefinas ramificadas o de cadena recta con intervalos de doble enlace forman la clase más reactiva. Los trialquilbencenos, tetralquilbencenos y las olefinas con dobles enlaces terminales (exceptuando el etileno) están en segundo lugar, seguidos por los dialquilbencenos, aldehídos y etileno. El tolueno es menos reactivo que el etileno, y los hidrocarburos parafíricos, acetileno y benceno son menos reactivos que el tolueno. La tabla 9.1 resume esta tendencia para dos conjuntos de datos. Los alquilben-

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Con el término "daños significativos" se indica un nivel de concentración de oxidantes fotoquímicos al que nunca se deberá llegar. Cualquier plan de contingencias deberá incluir acciones reductivas, tales como el cierre de ofici '!as, comercios e industrias, así como prohibir el uso de vehículos cuando se acerca el nivel de daños significativos. Los estudios sobre la salud han desmostrado que 1000 ¡.J.gjm 3 de oxidantes puede causar dificultades respiratorias y dolores al pecho aun en el caso de individuos sanos. Es probable que las personas más susceptibles experimenten efectos todavía más adversos. Desde enero de 1970 a junio de 1973, el nuevo nivel de daños significativos se sobrepasó 18 veces en el área de Los Angeles. Duran te el episodio de emergencia de la contaminación del aire, el 25 de julio de 1973, en el área de Los Angeles, se registraron horarios promedios de 1120 y 1260 pgjm 3.

9. 7

REACTIVIDAD DE LOS HIDROCARBUROS

La presencia de los hidracarburos es esencial para la formación del neblumo fotoquímico. No obstante, no todos los hidrocarburos reaccionarán con otros constituyentes de la atmósfera para producir en el mismo grado las especies químicas que son las causantes de efectos

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FUENTE: A.P. Altshuller y j. j. Bufalini, Enviran. Sci. 1 ech. 5 \ 1971 ): 39-64. Reimpreso con el permiso de American Chcmica1 Society. a Dos escalas de categorías, ajustada para que den el mismo valor en ambas escalas para el trans-2-buteno, con fines comparativos.

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HISTORIA COTIDIANA DE LOS CONTAMINANTES l'N EL NEBLUMO

524

cenos, que ocupan una posición elevada en la lista de reactividad de los hidrocarburos, tienen además un elevado potencial de irritación ocular. Basándose en escalas de reactividad como éstas, se observa que las olcfinas procedentes de fuentes automotrices representan de 7 5 al 85 por ciento de la reactividad global de los hidrocarburos que se descargan de dichas fuentes.

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HISTORIA COTIDIANA DE LOS CONTAMINANTES EN EL NEBLUMO FOTOQUIMICO

En la figura 9.4 se muestra una gráfica típica de la variación de la concentración de los contaminantes en un día en que exista gran irritación ocular en el centro de Los Angeles. En las primeras horas de la mañana, el contenido de hidrocarburos del aire empieza a aumentar y casi se duplica cerca de las 8 am. La materia prima para las reacciones fotoquímicas se debe en este caso al aumento en el tráfico. Casi al amanecer las concentraciones de COy NO se incrementan de la misma manera, y por la misma razón. Se observará que el NO 2 se genera a una tasa sustancial alrededor de las 7 am (horas después del amanecer) como resultado de las reacciones que incluyen el NO y los hidrocarburos. Poco después, la concentración de NO cae a un valor muy pequeño, según el N0 2 llega al pico. Nótese también que la desaparición del NO coincide con el aumento en la concentración del ozono. Este último se forma durante la fotooxidación de los hidrocarburos en presencia del dióxido de nitrógeno.

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REACCIONES FOTOQUIMICAS ATMOSH:RICAS

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Figura 9.4 Concentración promedio durante el neblumo en el centro de LosAngeles; hidrocarburos, aldch ídos y ozono para 1953-1954; NO y N02 para 1958. (FUE:'\TE: con base en datos de Los AngelesAir Pollution Control District.)

En las primeras horas de la tarde, se alcanza esta concentración máxima de ozono, y después declina gradualmente. Por ejemplo, durante un ataque severo de neblumo en la cuenca de Los Angeles, se puede llegar a una concentración de 0.5 ppm de ozono. Esto representa 500 toneladas de ozono presentes en el aire en un momento dado. Las diolefinas, olefinas, aldehídos y alcoholes son excelentes para la formación del ozono. Lo más importante es que dichos grupos de compuestos forman ozono a diferentes tasas. Por tanto, según se consumen las especies más reactivas, las especies menos reactivas se hacen cargo de la formación del ozono. Como se muestra en la figura 9.4, el resultado neto será el aumento del ozono durante un considerable período. El dióxido de nitrógeno disminuye según el ozono llega a su pico. Una ligera perturbación positiva tiene lugar en el óxido nítrico, entre las 4 y 5 pm, según el tráfico a la caída de la tarde inyecta a la atmósfera una mayor cantidad de dicha sustancia. El NO arrastra la mayor parte del ozono que todavía está presente. Los aldehídos pertenecen al grupo de los llamados compuestos irritantes. Los datos de la figura 9.4 indican un aumento general de los aldehídos durante la mañana, y una lenta reducción por la tarde. En todo el comentario anterior, se ha ignorado la influencia de la temperatura. Algunas investigaciones indican que un cambio de 40°F incrementará las tasas globales de reacción en un factor de 2 a 4. Puede que esto ayude a explicar por qué la formación del neblumo es más prevaleciente en los días más cálidos, siendo iguales los demás factores. Las tendencias establecidas en la figura 9.4 para el centro de Los Angeles se duplican por medio de estudios en las cámaras de neblumo. En la figura 9.5 se muestra la variación de las concentraciones con el tiempo, dentro de una cámara irradiada de neblumo, que contenía inicialmente propileno y monóxido de nitrógeno (ll ). La disminución rápida del NO, seguida por el aumento en las concentraciones de N0 2 y O 3 , se observa de nuevo. Se debe notar especialmente la formación posterior del NP A. En resumen, el neblumo fotoquímico se inicia con la fotodisociación del dióxido de nitrógeno y la concomitante producción del oxígeno atómico. En ausencia de hidrocarburos, el dióxido de nitrógeno se regenera casi con la misma rapidez con que se fotoliza. Se obtienen al mismo tiempo pequeñas concentraciones de O, O 3 , NO y N 2 O 3 • Una vez que se inyecten vapores orgánicos al sistema, el dióxido de nitrógeno empieza a acumularse, probablemente como consecuencia de la situación siguiente. Los hidrocarburos reaccionan con los átomos de oxígeno para formar radicales libres. Luego se inician las reacciones en cadena, que incluyen al oxígeno molecular de manera que se consume el monóxido de nitrógeno. Esto da por resultado que el

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Figura 9.5 Cambios típicos en la concentración de una reacción fotoquímica del neblumo. (FUENTE: W. G. Agnew. "Automotive Air Pollution Research." Proc. Royal Soc. 307A (1968): 153. Los datos son una cortesía de General Motors Research Laboratories.)

dióxido de nitrógeno se produca más rápidamente de lo que se descompone por fotodisociación. Al mismo tiempo, las reacciones complejas en cadena conducen a otros productos que actúan como irritantes para los animales y las plantas. A pesar de que no se conoce en su totalidad la química de la formación del neblumo fotoquímico, es evidente que los óxidos de nitrógeno catalizan, en cierto sentido, las reacciones entre los hidrocarburos y los oxidantes. El alivio de los efectos del neblumo puede ser que requiera una reducción sustancial del NO producido en las área urbanas. Al mismo tiempo, es necesario controlar la descarga de los hidrocarburos, procedentes de numerosas fuentes móviles y estacionarias. OXIDACION DEL DIOXIDO DE AZUFRE EN ATMOSFERAS CONTAMINADAS

La reducción en la visibilidad es un efecto importante de la contaminación del aire. Esta reducción en la visibilidad se debe por lo general a la dispersión y absorción de la radiación por los aerosoles presentes

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Tiempo de irradiación, minutos

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527

en la atmósfera. A pesar de que se desconoce la contribución cuantitativa de los óxidos de azufre, la niebla de ácido sulfúrico y otros sulfatos particulados se reconocen como fuente importante de la dispersión. Dichas partículas se originan de los complicados procesos de oxidación ya descritos, para la interacción de los contaminantes atmosféricos. No es posible la fotodisociación del dióxido de azufre liberado a la atmósfera por los procesos de combustión, ya que requiere longitudes de onda más cortas que las que llegan a la atmósfera baja. Por tanto, cualquier clase de fotoquímica del SO 2 sólo podrá incluir reacciones moleculares de los estados del SO 2 , electrónicamente excitados. En términos de la fotoquímica del sistema S0 2 -NO, la adición de NOx a concentraciones bajas de SO 2 , parece producir resultados variables. Algunos autores informan de un aumento de la fotooxidación del so2' mientras que otros informan de un impedimiento, según se mide por la formación de un aerosol. Recuérdese que la fotodisociación del N0 2 (sección 9.4) conduce a la formación de oxígeno atómico y ozono. De este modo, el S0 2 podría ser un competidor secundario del átomo de oxígeno, junto con el NO y el N0 2 , por la reacción.

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OXIDAC'ION DFL DJOXIDO DE AZUI'RE EN ATMOSFERAS CONTAMINADAS

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La efectividad de la reacción aumenta según se incrementa la concentración de SO 2 fNO x. Existe evidencia experimental de este efecto (12). Para las concentraciones de NOx y S0 2 de 0.2 ppm (típicas del neblumo fotoquímico) los estimados cinéticos indican que la tasa de la reacción S0 2 -0 tendría aproximadamente un factor de 10 menor que la tasa de la reacción NOx -0. No sólo se ha estudiado el sistema S0 2 -NOx sino también el sistema S0 2 -hidrocarburo, en la ausencia del NO x. Los datos disponibles indican que las reacciones del S0 2 en presencia de hidrocarburos a los niveles atmosféricos comunes, no son significativos en la formación de aerosoles. En cualquiu atmósfera contaminada el S0 2 , NOx y los hidrocarburos están presentes, por lo general, de manera simultánea. Los trabajos experimentales realizados en esta área indican que la irradiación de las olefinas de cadena recta y cíclicas, en la presencia de NOx y SO 2 , conduce a la formación segnificativa de aerosoles ( 13 ). En la tabla 9.2 (14) se reproducen datos donde la lectura del fotómetro indica la presencia relativa de aerosoles. El efecto del SO 2 sobre la formación de aerosoles es muy evidente. Parece ser que los hidrocarburos parafínicos producen poca o ninguna cantidad de aerosoles en presencia de NOx y S0 2 , mientras que los datos acerca de los hidrocarburos aromáticos son escasos y poco convincentes ( 13 ). A pesar de que los datos de la tabla son para una relación fija de NOx -S0 2 , los experi-

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528

REACCIONES FOTOQUJMICAS ATMOSFERICAS OXIDACION DEL DIOXIDO

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Tabla 9.2 Efecto del SO 2 sobre la formación de aerosoles para mezclas irradiadas de dióxido de nitrógeno e hidrocarburos Lectura del fotómetroa Hidrocarburo Etileno 1-Buteno 2-Buteno 1-Penteno 1- Hexeno 2-Hexeno 3-Hepteno 2,4,4-Trimetio-1-penteno

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Olefina-NOz Q1 Q05 Q05 Q1 Q05 Q25 Q45 3.3

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mentas indican que la tasa de desaparición del so2 es dependiente de la relación de los reactivos. En varios experimentos, las concentraciones de S0 2 y NO se mantienen constantes a 0.1 y 1 ppm. Cuando la concentración de las olefinas se disminuye de 3 a 0.5 ppm, aumenta la tasa de desaparición de SO 2 • Esto indica que la concentración de olefinas puede ser muy efectiva en la fotooxidación del so2' en presencia del NO. Para la situación de conc.entraciones fijas de olefinas y NO y cantidades variables de SO 2 , los datos son contradictorios hasta ahora. Algunos estudios indican que la dispersión de la luz es directamente proporcional a la concentración del mismo de 1 a 0.1 ppm. Además, se deberá hacer notar que la desaparición del S0 2 , y la formación de aerosoles no coinciden usualmente ( 15 ). Los datos indican que la desaparición del so2 ocurre primero, seguida después por la acumulación y maximización de los aerosoles, según se miden por la dispersión de la luz. La disminución del SO 2 y la acumulación del aerosol en una cámara de neblumo bajo condiciones dinámicas, se muestra en la figura 9.6 para el sistema 1-buteno, NO y S0 2 (16). No se observa el aerosol hasta después de que se haya alcanzado el pico de N0 2 y la concentración de NO haya descendido hasta un valor bajo. En este punto, la producción de átomos de oxígeno es máxima. Continúa la acumulación de partículas hasta llegar al máximo de ozono, después de los cual se estabiliza. Por tanto, el aerosol se acumula rápidamente una vez que se haya producido el ozono, con base en pruebas. En resumen, los experimentos indican por lo general que la tasa de desaparición de so2 y la formación de aerosoles aumentan cuando

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FUENTE: M. J. Prager y colaboradores. Ind. Engr. Chem. 52 (1960): 521. Reimpreso con permiso de American Chemical Society.

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AZUFRI·: EN ATMOSI·ERAS CONTAMINADAS

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Figura 9.6 Perfil de la curva del neblumo para un sistema con una composición inicial de 4 ppm de 1-buteno, 1 ppm de NO y O. 7 5 ppm de SOz, en condiciones secas. (FUENTE: J. Harkins y S. W. Nicksic. J. A ir Pollu. Control Assoc. 15 (1965): 218.)

el S0 2 es fotooxidado en la presencia del NO y los hidrocarburos olefínicos. Aparentemente, alguna especie intermedia en el sistema hidrocarburo, NOx -ozono es eficaz en el aumento de la oxidación del S0 2 • Al mismo tiempo parece ser que el S0 2 produce el efecto general de retardar las reacciones del neblumo fotoquímico, lo que no se ha podido explicar todavía. Por tanto, las regiones urbanas se verán afectadas de manera diferente, en términos de la formación del neblumo fotoquímico y los aerosoles. La magnitud del problema variará con las concentraciones relativas de NOX' hidrocarburos y so2' emitidos a la atmósfera de fuentes estacionarias y móviles.

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530

RFACCIONLS FOTOQUIMICAS ATMOSFERICAS

BIBLIOGRAFIA

531

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Finalmente, será necesario comentar los efectos de la concentración de H 2 O sobre la fotooxidación del S0 2 , y sobre la identificación de los aerosoles. Este efecto será más notable a una baja humedad relativa. Son pocas las investigaciones efectuadas para determinar la identidad química de los aerosoles. En el sistema simple S0 2 -0 2 el aerosol estará formado por H 2 SO 4 • Para el sistema SO 2 -NO x, es más que probable que el aerosol sea también un sulfato. Los aerosoles producidos por irradiación de las olefinas en la presencia de N0 2 y SOx no poseen una composición orgánica (16). Parece ser que los hidrocarburos olef ínicos más elevados producen también aerosoles carbonados, como por ejemplo los ácidos orgánicos. La identificación química de dichos aerosoles es extremadamente importante, puesto que son de un tamaño tal que les permite entrar con facilidad en los conductos respiratorios.

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PREGUNTAS

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l. ¿Por qué se genera el neblumo fotoq:.tímico sobre una ciudad? 2. ¿cuáles son los cuatro factores o especies químicas que deberán estar presentes para la formación del neblumo fotoquímico? 3. ¿cuál será el intervalo, en minutos, entre la emisión del NOx y los hidrocarburos y la acumulación en la atmósfera de los irritantes oculares? 4. ¿cuáles son los principales irritantes que se encuentran en el neblumo fotoquímico y que irritan los ojos? 5. Elabore una lista de los hidrocarburos que tengan la más alta efectividad con respecto a la formación del neblumo. 6. ¿por qué no se considera al metano como un hidrocarburo contaminante? 7. ¿cuál es el principal resultado de la oxidación fotoquímica riel so2 en la presencia del NOx?

PROBLEMAS 9.1 La fotodisociación del S0 2 en átomos de SO y O requiere 565 kj fg• mol. ¿Qué longitud de onda de luz se requiere, en micrómetros? ¿Por qué este proceso no ocurre en la atmósfera inferior? 9.2 La constante de tasa a 25 °C para la reacción NO 2 + O 3 ~ NO 3 + O 2 17 3 es igual a 3.3 X 1 O- cm /molécula· s. Las concentraciones de N0 2 y O 3 en un momento dado son de 0.05 y 0.02 ppm, respectivamente. Determínese la tasa de formación de la especie intermedia NO 3 , en partes por millón por segundo a 1 bar de presión. 9.3 Se puede estimar la tasa de formación del dióxido de nitrógeno, N0 , 2 en la atmósfera de la ecuación de tasa, d(N0 2 Jfdt = k[NOJ 2 [0 2 ], do;;-4 2 2 de k tiene un valor de 10 1 / g· mol • s. Si en una localización determinada, la concentración de NO es de 0.05 ppm, y el oxígeno inclu-

ye el 21.0 por ciento en volumen de la atmósfera, calcúlese la tasa de formación del N02 en a) moléculasf1•s y b) g•molesf1•s. 9.4 La constante de tasa de la reacción 03 + NO ~ N02 + Oz es igual a 5 X 1 O-¡ 4 cm 3 /molécula· s. Si las concentraciones de O 3 y N O son cada una de 0.1 ppm en un momento dado, determínese la tasa de formación del N02 en partes por millón por segundo.

BIBLIOGRA FIA l. R. J. O'Brien. "Photostationary Mate in Photochemical Smog Studies."

Enviran. Sci. Tech. 8 (1974): 579. 2. T. A. Hecht, J. H. Seinfeld y M. C. Dodge. "Further Development of Generalized Kinetic Mechanism for Photochemical Smog." Enviran. Sci. Tech. 8 (1974): 327. 3. H. Levy. "Normal Atmosphere: Large Radical and Formaldehyde Concentrations Predicted." Science 173 (1971): 141. 4. B. Weinstock. Science 166 (1969): 224. 5. K. Westbcrg, N. Cohen y K. W. Wilson. "Carbon Monoxide: Its Role m Photochemical Smog Formation." Science, 171 (1971): 1013. 6. R. l. Larsen. ]. A ir Pollu. Control Assoc. 19 (1969): 24. 7. W. A. Glasson. Enviran. Sci. Tech. 9, No. 4 (1975): 343. 8. J. M. Heuss y W. A. Glasson, Enviran. Sci. Tech. 2 (1968): 1109. 9. J. McCarroll. "Photochemical Oxidants and Human Health: An Epidemiologic Appraisal." Calif Air Enviran. 4 (invierno de 1974). 1 O. A. P. Altshuller y J J. Bufalini. "A Review of Photochemical Aspects of Air Pollution." Enviran. Sci. Tech. 5 (1971): 39-64. 11. W. G. Agnew. "Automotive Air Pollution Research." Proc. Royal Soc. 307A (1968): 153. 12. S. Jaffee y F. S. Klein. Trans. Faraday Soc. 62 (1966): 2150. 13. M. Bufalini. "Oxidation of Sulfur Dioxide in Polluted Atmospheres-A Review." Enviran. Sci. Tech. 5 (1971): 685. 14. M. J. Prager, E. R. Stephens, y W. E. Scott, lnd. Engr. Chem. 52 ( 1960):

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521. 15. L. Reckner y W. E. Scott. American Chemical Society National Meeting, Nueva York, septiembre, 1963. 16.J. Harkinsy S. W. Nicksic.J. AirPollu. ControlAssoc. 15 (1965): 218.

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Capítulo JO

Fuentes móviles

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10.1

INTRODUCCION

Ya en 1943 se había detectado una severa contaminación del aire en el área de Los Angeles. Para 1948, el problema se había vuelto tan grave que la legislatura aprobó una ley para la formación de distritos de control de la contaminaci(m del aire con la facultad de frenar las fuentes de emisión. Los primeros intentos para reducir la irritación ocular controlando las emisiones de las fuentes estacionarias fracasaron, como por ejemplo la incineración al aire libre, fábricas de acero y refinerías. Pronto resultó evidente que la contaminación del aire en Los Angeles tenía una composición diferente de ciudades tales como Londres y Pittsburgh, que por tanto no podía controlarse por la sola reducción de las emisiones de las fuentes estacionarias. Por tanto, el estado de California inició un programa para establecer la causa del problema de la contaminación del aire. El profesor A. J. Haagen-Smit ( 1) demostró primero que los compuestos de hidrocarburos reaccionan o:on los óxidos de nitrógeno cuando son irradiados por la luz solar y forman oxidantes que irritan los ojos, tales como el NAP y el ozono. Estas reacciones se describen en detalle en el capítulo 9. Desde 1953, se ha dedicado mucha investigación y estudio al tema de los contaminantes del aire, generados por la combustión de los hidrocarburos. La literatura sobre el tema es extensa, pero, sin embargo, se necesita una mayor cantidad de conocimientos para tratar el problema de una manera eficaz.

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FUENTES MOVILES

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GASOLINA

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Proyectado para Los Angalas (sólo automóviles nuevos)

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Fin del ai'io

Figura 10.1 I'ronóstico de las emiSiones de hidrocarburos producidas por los coches, en la ciudad de Los Angeles. (FUENTE: SAE journal 76, No. 12 {1968): 45. Reimpreso con permiso de la Society of Automotivc Enginccrs, Jnc.)

10.2

HC

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NORMAS DE EMISION PARA AUTOMOVILES

Los vehículos de transporte por carretera eran los causan tes, en 19 7 7 y sobre una base nacional del 75 por ciento delCO, 35 por ciento de los hidrocarburos, y 29 por ciento de los óxidos de nitrógeno ( 46 ). Se estimó en 1965 que circulaban en Estados Unidos 80 millones de vehículos, con un posible aumento de 145 millones para 1985. El efecto que tienen los vehículos en las cantidades de contaminantes del aire, se ilustra en la figura 10.1, la que pre~cnta la emisión estimada de hidrocarburos como una función del calendario civil. Se dispone de diagramas similares para el CO y el Nq". Se puede ver en la figura 10.1 que, a falta de controles, las emisiones de hidrocarburos habrían aumentado en un factor mayor de 2 para 1980. Los primeros análisis de los automóviles sin control de emisión muestran que las fuentes de emisión son las siguientes:

Se tiene corno una complicación adicional que el modo de operación del vehículo tiene un notable efecto sobre las emisiones. En 1960 se creó la Junta del Estado de California para el Control de la Contaminación Producida por los Vehículos a Motor (JECCCVM) [Motor V chicle Pollution Control Board of the S tate of California, MVPCBSC) con el propósito de establecer especificaciones para las emisiones de escape y evaporativas de los vehículos. El primer requerimiento fue reducir las descargas del cárter. La Junta del Estado de California para el Control de la Contaminación producida por los Vehículos a Motor (JECCCVM) adoptó una resolución que requería la instalación de un sistema de ventilación positiva del cárter en todos los vehículos que se vendieran en California, comenzando con los modelos de 1963. El resultado de este requerimiento se muestra en la figura 10.1, por medio de la línea de control del cárter. Se observa en la figura 10.1 que cualquier intento de reducir la contaminación del aire en 1960 al nivel de 1947, un nivel considerado satisfactorio, r..ccesitará controles más drásticos a fin de reducir la cantidad de hidrocarburos. Por tanto, la junta de control ha establecido varias normas de emisión para los nuevos vehículos, en años subsiguientes. El gobierno federal, por una enmienda a la Ley del Aire Puro en 1965, es_pecíficamente establece normas nacionales para las emisiones procedentes de todos los vehículos a motor que se vendieran en Estados Unidos. En la tabla 10.1 se presenta un resumen de la legislación y proyecciones para los vehículos de pasajeros y los camiones de carga ligera. Si se quisiera adquirir un cierto conocimiento de los muchos factores que intervienen en la obtención de las normas proyectadas de emisión, sería provechoso examinar con algún detalle los fenómenos que causan la formación de los varios contaminantes.

10.3

GASOLINA

Las gasolinas modernas son mezclas de cantidades variables de parafinas, olcfinas, naftaknos y compuestos aromáticos, formulados para

FUl~NTES

536

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MOVILES

Tabla 10.1 Normas federales de emisión en el escape y de economía del combustibie para coches de pasajeros y camiones de carga ligera.

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Veh{culos para pasajeros Año

1968 1971a 1974 1977 1978 1979 1980 1981 1982d

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(gjmi)

(gjmi)

3.2 4.6 3.4 1.5 1.5 1.5 0.41 0.41 0.41

33 47 39 15 15 15 7.0 3.4c 3.4

4.0 3.0 2.0 2.0 2.0 2.0 1.0 1.0

E/C (mpg)

ORJGl·:N DE LAS EMISIONES DL·:L t-:SCAPE DE MOTORES DE GASOLINA

a) Saturados, cadenas rectas y ramificadas (parafinas o alcanos)

CH 1 -CH 2 -CH 2 -CH 3

CH4

Camiones de carga ligera HC (g/ mi)

CH 3 -CH-CH 3 1

CH 3

co

NOX

(g/mz)

(gjmi)

E/C (mpg)

Metano

Iso-butano

n-Butano

-

b) No saturados, cadenas rectas o ramificadas (olefinas o alquenos)

18 19 20

22 24

2.0 1.7 1.7 1.7 0.50

CH 2 =CH 2

20 18 18 18 4.5

3.1 2.3 2.?, 2.3 1.2

CH 3 -CH 2 -CH=CH 2

CH 3 -CH 2 -C=CH 2 1

CH 3

17.21:> 16.0 18.0 20.0

a Método de prueba cambiado en 1971.

Etileno

e) Cicloparafinas (Cicloalcanos)

1-Buteno

2-metil-1-buteno

d) Aromáticos CH 3

b Datos de economía del combustible para camiones con tracción en 2 ruedas.

e El fabricante puede solicitar un aplazamiento, que no exceda de 7.0 g/mi.

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obtener las características deseadas (de arranque, aceleración, etc.) cuando se quemaban en motores de automóviles. La composición varía según las compañías y las regiones geográficas. Por ejemplo, una gasolina formulada para utilizarse en el invierno en Minnesota tendrá mayor porcentaje de constituyentes altamente volátiles que los de una gasolina para utilizarla en el verano en la Florida. En la figura 10.2 se muestran ejemplos de las familias de hidrocarburos. Se incluyen cadenas saturadas, lineales y ramificadas y compuestos aromáticos. Los hidrocarburos tienen diferentes puntos de ebullición, temperaturas de ignición, y características de combustión. Pruebas extensas han demostrado que cuando se queman diferentes gasolinas en un motor dado, se producirán diferentes hidrocarburos no consumidos entre los productos del escape. Además, los productos del escape varían entre los diferentes motores, aun cuando funcionan con la misma gasolina. Se han identificado más de 200 hidrocarburos diferentes entre los productos del escape de una gasolina dada. Los fenómenos de combustión que ocurren en un motor de combustión interna son tan complejos que ha sido imposible deducir un modelo de reacción química que pueda pronosticar con éxito los productos en el escape. Se ha encontrado como factor adicional de complicación, que los diferentes hidrocarburos no consumidos poseen potenciales variables para la formación de neblumo irritante para los ojos. Este potencial, según se indicó en el capítulo 9, se conoce como reactividad. Por

CH

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d Los datos para los camiones son valores estimados.

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Tolueno

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Figura 10.2 Ejemplos de los miembros de las familias generales de hidrocarburos.

tanto, un hidrocarburo tendrá mayor reactividad que otro, como se ilustra en la tabla 9.1. Se ha demostrado que la reactividad del metano está cerca de cero. En vista de lo expuesto, no es nada sorprendente que uno de los métodos propuestos para reducir las emisiones de hidrocarburos fuera el cambiar combustibles. Se observó que varias composiciones de gasolina producían aproximadamente las mismas cantidades totales de hidrocarburos no consumidos.

10.4

ORIGEN DE LAS EMISIONES DEL ESCAPE DE MOTORES DE GASOLINA

En el motor convencional de gasolina de encendido por chispa, una mezcla de aire y gasolina, suministrada por el carburador es admitida al cilindro por medio del tubo múltiple de entrada de distribución y la válvula de admisión durante la carrera de admisión del émbolo, que luego es comprimida y encendida por la chispa de la bujía de encen-

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FUENTES MOVILES

dido, durante la carrera de compresión. La mezcla se quema y los productos de la combustión se expanden cuando el pistón viaja hacia abajo durante la carrera de expansión. Los productos de la combustión son expulsados del cilindro a través de las válvulas y tubos de descarga, durante la carrera de expulsión para llegar al sistema de escape. Se puede estimar la cantidad teórica de aire requerida para quemar completamente el combustible, si se escribe la ecuación de la reacción química total empleando un combustible teórico para representar la mezcla real de los hidrocarburos. Por ejemplo, sobre una base molar, C 7 H 13 + 10.2502

+ 38.54N 2 ~ 7C02 + 6.5H 20 + 38.54N 2 (10.1)

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y sobre una base de masa, como libras o kilogramos,

+ 328(kg)02 + 1080(kg)N2 -+ 308(kg)C~ + 1170(kg)H20 + 1080(kg)N2

97(kg)C 7 H 13

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La combustión completa o teórica, mostrada por las reacciones ante· riorcs, se define como la total conversión del carbón a co2 y el hidrógeno al H 20. Dicha reacción se conoce frecuentemente como la reacción estequiométrica. Resulta provechoso definir la razón de mezcla, o relación entre el aire y el combustible (A/C). Esta es la relación de la masa de aire requerida por masa unitaria del combustible que se ha de generar. Esto es, masa de aire __ relación o cociente de mezcla= A/C -- masa CfCc¿;mbustible

, ( 10.31

Se observa, con fines comparativos, que la relación cstcquiométrica combustible-aire es muy útil. En términos de la ecuaci{m (10.2), esto será 'r''

1080 ( A/C) estequiomúrica .328 + ~= 14.5

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Es te valor es típico de las relaciones estequiométricas entre el aire y el combustible para muchos hidrocarburos individuales o mezclas de los mismos. La relación entre el combustible y el aire (C/A) es el valor recíproco. La relación entre la masa de aire realmente suministrada a la masa de combustible puede ser mayor o menor que la relación cstec¡uiométrica. Es práctica común emplear el cociente de equivalencia, cp,

ORIGEN Dl·: LAS ¡-:MISIONES DEL ESCAPE DE MOTORES DE GASOLINA

539

definida por la ecuación ( 10.4) para expresar la relación real entre el aire y el combustible,

cp

(A/C) estequio.

(C/ A)actual

(A/C) actual

(C/A) estequio.

( 10.4)

Cuando cp sea menor de 1, se suministra más aire del requerido para la total combustión, o existe un exceso de aire y la mezcla se conoce como mezcla pobre. Por el contrario, cuando el valor de cp sea mayor de 1, la masa del aire suministrado es menor que la requerida para el consumo total del combustible y se dice que la mezcla es rica (un exceso de combus tibie). Los valores presentados en la reacción (10.1) indican que 52.04 moles de productos se forman por la combustión de 1 mol de combustible. Si 0.10 por ciento del combustible queda sin quemar y es descargado junto con los productos de la combustión como hidrocarburos no consumidos, la descarga contendrá aproximadamente 20 ppm de hidrocarburos no consumidos. Si la cantidad de combustible no gastado fuera de 1 por ciento, la descarga del escape contendría aproximadameo te 200 ppm. La norma original de emisión para 19 70 era de 180 ppm de hidrocarburos no quemados. Por tanto, para satisfacer las normas de emisión establecidas a partir de 1970, será necesario obtener una combustión prácticamente completa del combustible. Un análisis detallado de la combustión de los hidrocarburos presentes en la gasolina muestra que podrán ocurrir simultáneamente muchas reacciones competitivas (de 25 a 100) y que los productos de la combustión variarán dependiendo de la presión y temperaturas existentes en el momento considerado. Existe otro factor de complicación; se trata de la tasa a la que ocurre la reacción química, puesto que el proceso de la combustión es un fenómeno dinámico. Puede que no haya tiempo suficiente para la total combustión de algunas de las especies de hidrocarburos. Como ya se mencionó en los párratos preliminares de esta sección, el proceso de combustión se inicia por una chispa. El frente de combustión de la flama viaja entonces hacia afuera, en todas direcciones a través de la mezcla sin que mar y en dirección a las paredes de la cámara de combustión. Las superficies de la cámara de combustión están enfriadas por aire o por agua. Por tanto, la mezcla combustible se enfría por contacto con estas superficies a menor temperatura. Esta acción de enfriamiento podrá hacer bajar la temperatura de la mezcla de aire y combustible en dicha región hasta un grado tal que la flama se apaga o se mitiga antes de que se haya consumido todo el combustible presente. El fenómeno se agrava en

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FUL-:NTES MOVILES

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las cámaras de combustión que tengan una alta relación entre la superficie y el volumen. De cualquier manera se formará una película de hidrocarburos sin quemar a lo largo de la pared del cilindro enfriado, lo que causará cierta cantidad de mitigación inevitable de la flama. Estos hidrocarburos no quemados se eliminan de la película a lo largo de las paredes de cilindro y se descargan junto con los gases de la combustión según el pistón y sus superficies selladoras (los anillos del pistón) se mueven a lo largo del cilindro durante el recorrido de descarga. El monóxido de carbono, como los hidrocarburos no quemados, es el resultado de la combustión incompleta del combustible. Por tanto, aquellas condiciones que promueven o aumentan la total combustión tienden a reducir la cantidad de monóxido de carbono presente en el gas de escape del motor. La reacción entre el aire y el combustible es un factor importante. Los resultados de las pruebas, presentados en la figura 10.3, muestran que según aumenta la relación entre el aire y el combustible de 1 O a 16, disminuye el CO en ~1 gas de escape de 12 N

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Relación entre el aire y el combustible, Paso por Peso

Figura 10.3 Los efectos de la relación entre el aire y el combustible sobre las emisiones de hidrocarburos, monóxido de carbono y monóxido de nitrógeno en el escape. (FUEl'\TL: W. G. Agnew. Research Publication GMR-743, General .\lotors Corp., 1968.) ¡

ORIGFN DF LAS EMISIONES DEL 1-:SCAPE DI: MOTORFS DE GASOLINA

541

por ciento a casi cero. Por tanto, un método para reducir la emisión de CO consiste en hacer funcionar el motor con relaciones de mezclas pobres. El valor de la relación entre el aire y el combustible influye mucho en la cantidad de hidrocarburos no quemados emitidos por un motor determinado. Los resultados de los experimentos, según se presentan en la figura 10.3. Muestran que el valor de los hidrocarburos no consumidos presentes en el escape disminuye según la relación entre el aire y el combustible se aumenta de 11 a aproximadamente 16, y luego aumenta según aumenta aún más la relación entre el aire y el combustible hasta un valor de 22.5. El aumento de los hidrocarburos no consumidos se atribuye a lo que se conoce como falla de encendido. La mezcla es tan pobre qu~ la combustión no siempre se mantiene por la chispa de encendido. Los óxidos de nitrógeno se forman básicamente por reacciones entre el oxígeno y el nitrógeno atmosféricos admitidos al motor. El monóxido de nitrógeno, no es el principal componente de los óxidos de nitrógeno formados en la zona de combustión. Las cantidades de los óxidos de nitrógeno formados constituyen funciones complicadas de la temperatura, presión, tiempo de reacción y las cantidades presentes de los reactivos. En el capítulo 8 se presenta un comentario básico de estos puntos. Las características más sobresalientes de dicha discusión se usan en el estudio de los motores de combustión tanto internas como externas. Como se indicó en el capítulo 8 y está corroborado por muchos resultados experimentales, queda bien establecido el hecho siguiente: el monóxido de nitrógeno se forma dentro de la cámara de combustión durante el período en que exista la máxima temperatura, y se mantiene en sus condiciones anteriores de equilibrio durante la expansión y la descarga. Se presenta en la figura 10.4 la influencia de relación entre el aire y el combustible sobre la cantidad de NO en el gas del escape de un motor típico de gasolina. Nótese que la cantidad máxima de NO se obtiene para una relación entre el aire y el combustible cercano a su valor estequiométrico. Al comparar los datos presentados en las figuras 10.3 y 1 0.4, se podrá observar que según se aumenta la' relación entre el aire y el combustible de alrededor de 11:1, disminuyen las concentraciones de los hidrocarburos no consumidos y el monóxido de carbono. La concentración de NO aumenta a un máximo para un valor de la reacción entre el aire y el combustible que dé un mínimo de hidrocarburos no consumidos y de monóxido de carbono. Un aumento adicional en la relación entre el aire y el combustible, da por resultado una reducción de NO pero en un aumento de HC. Se puede así concluir que no se podrán obtener simultáneamente las cantidades mínimas de HC, NO y CO, efectuando solamente cambios en la relación entre el aire y el combustible.

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542

mero de pequeños orificios llamados chorros. El gasto del combustible es una función de la caída de presión a través del chorro así como de la forma y tamaño del chorro individual. Debido a ciertos factores, como tolerancias de fabricación, ajustes del carburador, diseño básico de los carburadores y las propiedades de las gasolinas específicas, no será posible suministrar siempre al motor la mezcla correcta vaporizada de combustible y aire. Esto significa un aumento en las emisiones de gases del escape.

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FUENTES MOVILES

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El motor convencional de gasoiina sin equipo de control de la contaminación del aire, opera usualmente cuando la chispa de encendido ocurre en algún lugar entre 15 y 20 grados antes de que el pistón alcance el punto muerto superior. Esto produce lo que se conoce

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Relación entre el aire y el combustible del motor

Figura 10.4 Emisiones de monóxido de nitrógeno a diversos cocientes entre el aire y el combustible y sincronizaciones de la chispa. (FUENTE: R. M. Campau y J. C. Neerman. Tomado de Vehicle Emissions, Parte II. Selected Soc. Automotive Engineers Papers, 1963-1966. Reimpreso con permiso de la Society of Automotive Engineers. In c.)

Muchos factores, aparte de los ya mencionados incluyen en las emisiones de determinado motor de encendido por chispa. Un detallado comentario de estos factores aparece en otras fuentes (2, 3) así como en las publicaciones de la Sociedad de Ingenieros Automotrices [Society of Automotive Engineer, SAE]. Sin embargo, y como información se puede examinar brevemente un número limitado de los factores que incluyen mucho en las emisiones de los motores de gasolina, a saber: 1) carburación, 2) sincronización de la chispa y 3) relación entre la superficie y el volumen.

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Figura 10.5 Efecto del adelanto de la chispa sobre la concentración de hidrocarburos en los gases del escape. (FUENTE: D. F. Hageb y G. W. Holiday. Soc. Automotive Engineers Paper 486-C, 1962. Reimpreso con permiso de la Society of Automotive Engineers, Inc.)

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544

FUENTES MOVILES

comúnmente como una "buena capacidad de impulsión". En las figuras 1 0..4 y 10.5 se muestra la influencia de la sincronización de la chispa (grados de adelanto) sobre los hidrocarburos y el monóxido de nitrógeno, presentes en los gases del escape. Nótese que tanto los hidrocarburos como el óxido de nitrógeno se pueden reducir atrasando la chispa (reducción del adelanto de la chispa). Por desgracia, como se indica en la figura 1 0.5, el atrasar la chispa más allá de cierto punto, ocasiona pérdida de potencia y se alteran las condiciones de manejo.

Relación entre la superficie y el volumen Como ya se mencionó, la relación entre el área superficial y el volumen de la cámara de combustión influye en la mitigación de las reacciones de combustión. La relación entre la superficie y el volumen y los hidrocarburos no consumidos en el escape de motores típicos de automóviles se presenta en la figura 1 0.6. Nótese que la cantidad de hidrocarburos no consumidos se duplica cuando la relación entre la superficie y el volumen aumenta de aproximadamente 4 a 8. En resumen, se puede llegar a la conclusión de que se podrá obtener alguna reducción en las emisiones del escape por 1) carburadores mejorados, 2) atraso de la chispa y 3) baja relación entre la superficie y el volumen en la cámara de combustión.

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545

EMISIONES EVAPORA'DVAS Y DEL CARTER

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EMISIONES EVAPORATIVAS Y DEL CARTER

Como el gasto de los contaminantes (hidrocarburos no quemados y monóxido de carbono) procedentes del cárter y los sistemas de combustibles, está cuando menos a un orden de magnitud más baja que el gasto del escape, se podrá emplear la incineración como un medio común de considerar estos contaminantes combustibles, cuando el motor esté en operación. La descarga del cárter ocurre sólo mientras funciona el motor; por tanto, el método de control que se utiliza ser2 la incineración directa de todas las descargas. Las característica" generales del sistema utili'zado se muestran en la figura 1 O. 7. Los gases de la combustión que se escurren por los anillos del pistón hasta el cárter se miden por medio de una válvula de ventilación positiva del cárter (VPC) hasta el tubo múltiple de entrada del motor y se queman en la cámara de combustión. El aire puro para la ventilación del cárter se toma del purificador de aire de manera que si la descarga del cárter excede la capacidad de la válvula VPC, la contracorriente de la toma de aire del cárter será arrastrada junto con el flujo de aire al carburador. Otra fuente de emisiones a la pérdida por evaporación de los respiraderos del carburador y del tanque de combustible. Debido a la alta volatilidad de la gasolina y a la incapacidad de los carburadores de medir con exactitud las corrientes de combustible que contengan grandes proporciones de vapor en el líquido, se emplea la ventilación del ventilador, de manera que se queman cuando el motor está en operación. No obstante, durante los períodos de recalentamiento cuando se detiene el motor después de haber funcionado cierto tiempo, los

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Figura 10.6 Resultados de las mediciones programadas en California, con dinamómetros de chasis, de las emisiones de hidrocarburos, correspondientes a motores que tienen diversos valores de cociente entre la superficie y el volumen de la cámara de combustión. (FUENTE: C. E. Scheffler. Tomado de Vehicle Emissions, Parte ll. Selected Automotive Engineers Papers, 1963-1966. Reimpreso con permiso de la Society of Automotive Engineers, Inc.)

Motores de seis cilindros

Motores

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Figura 10.7 Sistema cerrado de ventilación positiva del cárter. (Cortesía de la Chrysler Corporation.)

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546

FUt·:NTES MOVILFS

REDUCCION DE LAS t·:MISIONFS POR CAMIHOS EN EL COMBUSTIBLE

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vapores del carburador pueden pasar a la atmósfera. Los vapores, tanto del tanque de combustible como del carburador, dependen de la volatilidad del combustible utilizado así como de la temperatura ambiente. Mientras más volátil sea el combustible y más alta la temperatura exterior, mayores serán las pérdidas. Se puede utilizar un sistema de almacenamiento y retener dichos vapores hasta que se puedan purgar e incinerar durante la operación siguiente del motor; así el sistema de almacenamiento queda listo para utilizarse de nuevo. En la figura 10.8 se muestra un sistema que utiliza el principio de almacenamiento regenerativo. En este sistema, el carburador está ventilado interiormente de manera que las emisiones evaporativas se almacenan en el tubo múltiple de entrada y en el purificador de aire. El vapor del tanque de combustible se recoge, separado de cualquier líquido arrastrado, y se guarda en un depósito de carbón activado. Cuando se pone en marcha el motor, después de un período de reposo, se hace pasar el aire de purga a través del lecho de carbón, purgando el carbón activado de los vapores absorbidos de los hidrocarburos. El aire de purga del depósito de carbón es admitido al purificador de aire; así, los vapores de los hidrocarburos se incineran en la cámara de combustión. Podría parecer, al examinarlo a la ligera, que este sistema daría por resultado un aumento en la economía del combustible, puesto que los vapores que usualmente se escapan a la atmósfera se queman

dentro del motor. Sin embargo, no sucede así, ya que el combustible adsorbido por carbón activado se regresa al motor como combustible no contabilizado junto con el aire de purga, como una mezcla ligeramente rica. El carburador ya ha sido ajustado para su operación adecuada utilizando combustible líquido. Por tanto, cuando este exceso de vapores se vuelva a introducir en el arranque del motor, darán por resultado una mezcla más rica de la necesaria. En el estado de California, algunas gasolinerías ya han instalado un sistema de control del vapor en sus bombas. La boquilla para llenar el tanque del automóvil se ajusta con una junta suave que sella de manera eficaz la abertura de llenado del tanque del automóvil cuando la boquilla esté en su lugar. Mientras una manguera despacha gasolina, otra manguera que opera bajo un ligero vacío, admite los vapores de gasolina a un depósito central donde se les hace burbujear a través de la gasolina del tanque de almacenamiento de la gasolinería. Los vapores se condensan dentro de la gasolina. De este modo, dicho sistema reduce la cantidad de vapores de gasolina (hidrocarburos no quemados) descargada a la atmósfera durante el proceso de llenado del tanque del automóvil.

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REDUCCION DE LAS EMISIONES POR CAMBIOS F.N EL COMBUSTIBLE

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Figura 10.8 S1stemas evaporativos de control del combustible (FUENTE: W. M. Brehob. "Control of Emission Sources". Octava Conferencia sobre la Contaminación del Aire, Universidad de Purdue, 1969.)

Es posible lograr que los motores de encendido por chispa operen con otros combustibles que no sea la gasolina. En general, cuando se emplean combustibles gaseosos en motores diseñados para operar con gasolina, se obtienen grandes reducciones en las emisiones con marcadas pérdidas de potencia (de 6 a 20 por ciento). Lee y Wimmer (4) ensayaron propano, metano, hexano reformado con vapor de agua y gasolina en un motor de un solo cilindro, en condiciones que eran óptimas para cada combustible. Se utilizó un ciclo estimado de trabajo, que simulaba el servicio en el tráfico. Encontraron reducciones de 98% para el CO, de 87 a 99% para los HC y de 53 a 87% para el NOx, cuando se comparaban las emisiones de los combustibles gaseosos con las emisiones obtenidas con gasolina. Bax ter, Lec k y Miz elle ( 5) han investigado las características de emisión y funcionamiento del petróleo licuado, gas LP, la California Air Resources Board, y otras, empleando una gran variedad de motores y vehículos. Se obtuvieron, en todos los casos, grandes reducciones en las emisiones de CO, NOx y HC. El gas natural, ya sea licuado o gaseoso, es también un combustible potencial de emisiones bajas para los motores de encendido por chispa. Se han empleado varias flotillas de vehículos en programas de evaluación del gas natural como combus-

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REDUCCION DE LAS EMISIONES POR CAMBIOS EN EL DISE!SIO

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tibie. Mcjones y Carbell (6) obtuvieron, en 1969, reducciones de aproximadamente 90% para el CO, 91% para el HC y 85% para el NOx, cuando utilizaron gas natural en lugar de gasolina, en vehículos de 4, 6 y 8 cilindros. Una de las principales desventajas del uso de combustibles gaseosos, gas LP, o gas natural licuado, es su sistema presurizado complicado de suministro de combustible y el intervalo limitado de operación entre cargas de combustible. En la actualidad, debido al espacio limitado para el combustible en la mayoría de vehículos de pasajeros, el alcance de un vehículo que utilice gas LP, varía entre 100 y 200 millas. El alcance para el gas natural es menor. El procedimiento de llenado del combustible es más complicado con gas LP que con gasolina. · Otros combustibles, actualmente en consideración, incluyen el metano!, amoniaco e hidrógeno. Los resultados experimentales (7) indican que la eficiencia térmica es más alta, y las emisiones de NOx son más bajas cuando se operó un motor V-8 de 350 pulg 3 con hidrógeno en vez de gasolina. No se tiene certeza en este momento sobre los precios del gas LP, gas natural licuado, metano!, hidrógeno y otros. Sin embargo, los costos proyectados parecen ser competitivos, en caso de que los motoristas requirieran grandes cantidades.

10.7

549

FUENTES MOVlLES

REDUCCION DE LAS EMISIONES POR CAMBIOS EN EL DISENO DE LOS MOTORES

expansión y reduciendo el tiempo entre la combustión y el escape, lo que ocasiona una temperatura más alta en el escape. Esto promueve la oxidación química adicional de los productos de la descarga. Para todos los casos, excepto en los casos extremos de adelanto, el retraso de la sincronización causa una notable reducción en las emisiones de hidrocarburos. Además, será necesario indicar la relación entre la reducción de las emisiones y el funcionamiento. Se deberá controlar cuidadosamente el grado de retraso de la chispa, a fin de minimizar las emisiones al mismo tiempo que se minimizan los efectos adversos en el funcionamiento, la economía y la suavidad del manejo. Un método para suministrar la relación conveniente de mezcla de aire y combustible, utiliza un sistema de inyección de combustible. En una forma de este sistema, conocida como el motor de carga estratificada (8), el pistón tiene un receso en el centro de su cara de manera que se forma una pequeña cavidad entre la cabeza plana del cilindro y el pistón, como se muestra en la figura 10.9. Durante la carrera de entrada, se admite aire al cilindro con un movimiento de remolino que le imparte el tubo múltiple de entrada, y se comprime, manteniendo su movimiento de remolino, dentro de dicha cavidad. Casi al final de la carrera de compresión, y a contraflujo del remolino de aire, se inyecta combustible líquido tangencialmente dentro de la cavidad. La mezcla se enciende por medio de una bujía de encendido convencional. La expansión y la descarga ocurren como en un motor

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El motor convencional de encendido por chispa, anterior a 1968, se diseí)ó principalmente para proveer características adecuadas de mariejo, como la uniformidad, rápida aceleración y alto rendimiento (gian producción por tamaño unitario): es por ello que no resulta ria~a sorprendente que las emisiones fueran altas. Se pueden obtener emisiones reducidas con el motor convencional, operando con mezclas pobres de aire y combustible y ajustes retrasados de la chispa; por desgracia, se deterioran las condiciones de manejo. La relación entre la superficie y el volumen se puede disminuir si se aumenta el desplazamiento por cilindro, aumenta la carrera en comparación con el diámetro interior del cilindro, disminuye la razón de compresión, y si se cambia la forma de la cámara de combustión. Todas estas modificaciones presentan limitaciones prácticas serias ya que cuando se llevan a ex tremas, causan una reducción en la potencia específica y un aumento en el consumo de combustible, desigualdad en la operación del motor, y complejidad en el mecanismo de las válvulas. El retraso de la chispa tiende a reducir la emisión de hidrocarburos no quemados, completando más tarde la combustión en la carrera de

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Figura 10.9 Dibujo de un cilindro del motor de carga estiatificada fabricado por la Ford Motor Company. (FUENTE: A. Simko. "Emission Reduction Potencial of Stratificd Chargc Combustion." Tcchnical Meeting. Combustion Institute, Ann Arbor, Mich.,.rr.arzo de 1971.)

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REDUCCION DE LAS EMISIONES POR CAMBIOS EN EL DISEI'IO

1-'UENTES MOVILFS

Puesto que, como ya se indicó en el capítulo 8, la cantidad de óxidos de nitrógeno es una función de la temperatura de la flama, se puede reducir la emisión de NO si se disminuye la temperatura de dicha flama. Esta reducción se puede realizar ya sea por inyección de agua o por recirculación de los gases de la combustión. Nicholls y colaboradores ( 1 O) obtuvieron 60 por ciento de reducción de la emisión de monóxi9o de nitrógeno con una relación de 1 entre el agua y el combustible, como se muestra en la figura 1 O. 1O. Con tasas de inyección de agua mayores que l. 25 en la relación entre el agua y el combustible, se observó un deterioro en el funcionamiento del motor. Se puede obtener una importante reducción de las emisiones de NOx si se emplea la recirculación de los gases del escape (RGE) ( 11 ). Como se ve en la figura 10.11, el uso de la RGE reduce el NOx, pero lamentable-

convencional de encendido por chispa. Se pretende que se pueden utilizar combustibles sin plomo y con contenido de octano. . La General Motors Corporation, ha denominado a un segundo m~todo para reducir las emisiones del escape como sistema de control de la combustión. El aire de admisión se precalienta a fin de obtener una densidad más constante; además, se cambia el carburador para proporcionar una más alta velocidad en vacío y mezclas más pobres. La sincronización de la chispa se atrasa. En algunos modelos, este retraso de la chispa se efectúa durante las aceleraciones ligeras por medio de un interruptor de presión situado en el circuito hidráulico de la transmisión (9). Se pretende que las emisiones de hidrocarburos se reduzcan sin imponer restricción a la economía con las aceleraciones de máxima restricción o recorridos a alta velocidad. También puede reducir la emisión de los hidrocarburos no quemados si se inyecta aire en la lumbrera de escape de cada cilindro del motor donde se mezcla con los productos calientes del escape y promueve la oxidación de los hidrocarburos y el monóxido de carbono (9). La carburación se ajusta para reducir las emisiones, economizar combustible y lograr un funcionamiento óptimo. Se provee un aumento en la capacidad de enfriamiento del motor, mejoras en el ajuste de la temperatura del termostato, y modulación térmica del atraso de la chispa. Se suministra el aire inyectado por medio de una bomba de aire separada accionada por una banda impulsora.

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Figura 10.10 Reducción de las emisiones de monóxido de nitrógeno por medio de la inyección de agua, correspondiente a un cociente unitario de equivalencia. (FUENTE: J. E. Nicholls, I. S. El Messiri y H. K. Newhall. Soc. Automotive Engineers Paper 690018. Reimpreso con permiso de la Society of Automotive Engineers, Inc.)

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13

Cociente aire-combustible

Figura l O.ll Efecto de la recin:ulación del gas del escape y del convertidor catalítico sobre las emisiones de NOx, HC y CO en un motor de encendido por chispa. (FUENTE: "Fuel economy trends and catalytic devides", Stempel y S. W. Martens. Automotive Fue{ Economy, Progress in Technology Series No. 15, Soc. of Automotive Engineers, 1976.)

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552

FUENTES MOVTLES

mente, también aumenta las emisiones de HC y CO. Este último problema se puede resolver si se usa un convertidor catalítico.

10.8

REACTORES EXTERNOS

Cuando las transacciones en el diseño de los motores (requeridas para cumplir las normas de emisiones en el escape por sólo modificaciones internas de los motores) son demasiado grandes, se pueden utilizar sistemas de reactores externos. En un sistema, el tubo múltiple convencional del escape se sustituye por un reactor de tubo múltiple en el escape de mucho mayor tamaño fabricado con materiales resistentes a las altas temperaturas, como se muestra en la figura 1 0.12. El aire secundario, suministrado por una bomba de aire separada, se inyecta en la lumbrera de escape, cerca de la válvula de escape de cada cilindro. Los productos combustibles calientes del escape se oxidan por llledio del aire adicional, lo que permite disminuir la concentración de hidrocarburos y CO. Ha sido necesario operar el motor con una carga rica en combustible, para permitir suficientes especies combustibles en el escape del motor para asegurar el encendido térmico y mantener la combustión en el reactor. El funcionamiento de los reactores térmicos individuales es una función de su diseño, la composición del gas y la temperatura. Patterson y colaboradores ( 12) informan que la temperatura en el escape deberá ser cuando menos de 1300°F (1000°K) para obtener encendido en el reactor y que serían convenientes temperaturas más altas. Kadlec y colaboradores (13) muestran que se requieren temperaturas de 1500°F (1100°K) o mayores en un reactor de estado uniforme para obtener una conversión de 85 por ciento o mayor, de especies no quemadas, en el escape del mo-

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Figura 10.12 Reactor en el tubo múltiple del escape (FUENTE: D. J. Patterson y co~boradores., Soc Automotive Engineers Paper 730201, 1973. Reimpreso con permiso de la Society of Automotive Engineers, Inc.)

REACTORESFXTERNOS

553

tor. Glass y colaboradores ( 14) obtuvieron niveles de emisión en el escape de 0.3 por ciento de CO, 10 ppm de HC y 150 ppm de NO, al probar un motor de 281 pulg3 que operaba con una mezcla rica en combustible y 11 por ciento de recirculación de los gases del escape. Se obtuvieron datos de consumo del combustible por recorridos largos en un dinamómetro acumulativo del kilometraje. A continuación se mencionan tres de los problemas más imporIantes que se encuentran en los reactores térmicos: 1) se requieren materiales especiales a fin de soportar las altas temperaturas y los modos cíclicos de operación, 2) el reactor requiere un espacio mayor si se ha de proporcionar un tiempo suficiente para que las especies no quemadas se incineren y 3) cuando falla el encendido del motor, entra en el reactor mayor cantidad de hidrocarburos sin quemar, lo que resulta en un posible recalentamiento del reactor. Se debe hacer notar que se puede obtener una cantidad limitada de incineración de HC y CO si se inyecta aire en la lumbrera de escape cerca de la válvula de descarga, con lo que se permite que la oxidación de las especies sin quemar se efectúe en el tubo múltiple del escape. Los reactores catalíticos externos se pueden emplear para bajar las emisiones de hidrocarburos, monóxido de carbono u óxido de nitrógeno. Por desgracia, para obtener una disminución en el HC y el CO, la corriente de gas que pasa por el catalizador deberá ser rica en oxígeno, mientras que para obtener la disminución del NOx, la corriente deberá ser reductora, esto es, deficiente en oxígeno. Originalmente, se utilizaban cámaras catalíticas dobles. En un sistema que empleaba dos cámaras catalíticas, se suministraba al motor una mezcla de aire y combustible suficientemente rica en combustible (una relación entre el aire y el combustible de 14.5-14.7 a 1) como para proveer una atmósfera reductora directamente desde el motor hasta el primer lecho catalítico. El escape del motor contenía aproximadametJ.te 70gCOfmilla y 8gNOx /milla. Los óxidos de nitrógeno se reducían según las ecuaciones de reacción química que se tratan en la sección 8. 7 .B. Se requiere gran can ti dad de CO debido a las tasas muy lentas de la reacción química. El aire secundario se mezcla con los gases que salen del primer reactor antes de entrar en el segundo lecho catalítico. En el segundo reactor, la combustión catalítica de los hidrocarburos y el CO tiene lugar a una temperatura suficientemente baja para reducir la posibilidad de la formación de cantidades adicionales de los óxidos de nitrógeno. En un sistema catalítico mejorado se emplea un catalizador de tres vías para controlar las emisiones, al aumentar simultáneamente la oxidación del CO y de los hidrocarburos y la reducción del NOx. Para obtener la composición deseada de los gases de la combustión que abandonan el lecho catalítico, dichos gases deberán tener una composi-

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Solución estrecho cociente de la mezcla a fin de cumplir las normas de emisión de la APA

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MOTORES DE CARGA ESTRATII,.ICADA

En la tabla 10.1 se indica que la norma federal de emisión es de LO gfmilla. Por tanto,

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Cociente aire-combustible

La operación eficiente de los reactores catalíticos actuales requiere motores que estén afinados correctamete y el uso de gasolinas sin plomo para impedir el envenenamiento de los catalizadores. Si la descarga del motor está demasiado caliente o contiene una cantidad excesiva de hidrocarburos sin quemar, debido a un carburador incorrectamente ajustado o a bujías defectuosas, el material del catalizador podrá dañarse seriamente, y puede llegar hasta el punto de falla. i::i_l' ~~~

Figura 10.13 Efecto del cociente entre el aire y el combustible en las eficiencias de conversión de un catalizador de tres vías. (FUENTE: "Sistemas de control de circuito cerrado para las emisiones en el carburador." G. W. Niepoth,j . .J. Gumbk ton, y D. R. J-J;u'fn~r. 71st Anual Meeting. A ir Pollution Control Association, .Junio de 1978. Conesía de la General Motors Corp.)

ción específica. La relación muy estrecha de la "ventana de operación" de un catalizador de t:es vías de platino y rodio aparece en la figura 1 0.13. Un ligero cambio, ya sea en la A/C o la temperatura catalítica dará por resultado emisiones inaceptables en la descarga; por tanto, se requería para el motor un sistema de control A/C muy refinado. Se estima que se requerirá un sistema computarizado que sea sensible a diez parámetros de operación del motor, para los vehículos con mayor motor de gasolina para satisfacer tanto las normas de emisión como los requerimientos de economía del combustible. Las interrogantes respecto a las fuentes de suministro de las cantidades requeridas de los materiales catalíticos, de la vida del catalizador, y del mantenimiento requerido, no han tenido hasta ahora una respuesta total. La eficacia de un convertidor catalítico requerido para alcanzar la norma de emisión proyectada para 1982, se ilustra en el ejemplo 1 O. l. Ejemplo 10.1 El gasto de NOx medido en el tubo múltiple de descarga de un motor de 6 cilindros es de 6.9 gfmilla. Calcúle1.e la eficacia de un convertidor

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10.9

MOTORES DE CARGA ESTRATIFICADA

El motor de gasolina de carga estratificada ha sido diseñado para permitir el control de precisión del consumo del combustible, una característica que no es posible en el motor convencional. En el motor en proceso de perfeccionamiento en la F ord Motor Company ( 15 ), sólo entra aire al cilindro durante la carrera de entrada. Los pasajes de entrada están diseñados de tal manera que arremolinen el aire según lo llevan al centro de la cavidad en el centro del cabezal del pistón. Casi al final de la carrera de compresión, se inyecta combustible dentro del aire, cerca del centro de la concavidad con un movimiento de remolino contrario al del aire. El encendido lo suministra una bujía, donde electrodos se extienden hasta el centro de la concavidad en la cabeza del pistón, como se muestra en la figura 10.9. Por tanto, la flama se dirige desde el centro hacia afuera, quemando la mezcla de combustión, la que, teóricamente, está rodeada sólo por aire. Al concentrar el combustible y el aire en el centro de la cámara de combustión, el motor puede operar a una relación global de mezcla mucho más pobre. Además, el sistema de inyección del combustible porporciona un control más preciso de la relación entre el aire y el combustible, del que es posible con el carburador convencional. Una versión del motor de carga estratificada como la ha desarrollado la Ford Motor Company ( 16), utilizando una cierta recirculación de los gases del escape proporcionó las siguientes emisiones del escape, en gramos por milla: HC, 0.23; CO, 0.2; y NOx, 0.76. La rclaci(m global utilizada entre el aire

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556

FUl·:NTES MOVlLES

557

MOTORES ROTATIVOS 01-: COMBUSTION

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y el combustible era de aproximadamente 20 a 1, y la economía del combustible era de 20 millas por galón en un recorrido de carretera. En una versión diferente del motor de carga estratificada que fabrica Honda ( 17), una mezcla pobre de aire y combustible, suministrada por un carburador, se comprime en el cilindro del motor. Una mezcla rica en combustible y suministrada por otro carburador, se comprime simultáneamente en una pequeña cámara de combustión conectada con el cilindro principal por un pasaje corto. Véase la figura 1 0.14. La chispa de una bujía convencional inicia la combustión de la mezcla rica en combustible. La flama se propaga dentro de la mezcla pobre que está en el cilindro, al comienzo de la carrera de expansión. El motor Honda puede funcionar a una relación de mezcla mucho más pobre de lo que puede hacer el motor convencional de encendido por chispa. Honda ( 1 7) reporta las siguientes emisiones obtenidas con un motor de 4 cilindros y 1855 cm 3 : 0.23 g/milla de HC, 2.41 gfmilla de CO y 0.95 g/milla de Nox. La relación global entre el aire y el combustible varía dentro de un intervalo de 18 a 1 y 21 a l. En una versión del motor, el tubo múltiple de escape funciona como un reactor térmico externo, lo que reduce las emisiones de HC y CO. 10.10

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Mezcle pobre

MOTORES ROTATIVOS DE COMBUSTION

Se han diseñado o propt•esto muchos motores rotativos como posibles sustitutos para el motor reciprocan te. El dispositivo de pistón rotativo de desplazamiento positivo antecede en realidad a la invención del motor de pistón reciprocante, y ya para 1910 se habían registrado más de 2000 especificaciones de patentes (18). El motor rotativo que ha tenido más éxito hasta ahora es el inventado por Felix Wankel. En 1954, Wankel encontró que al hacer girar de cierta manera un triángulo equilátero en relación a un miembro de contención, se formarían tres cámaras de volumen variable, entre el triángulo y el miembro de contención. No fue sino hasta 1957 que se pudo operar el primer motor Wankel y producir una potencia medible, pero desde entonces, el motor ha experimentado mejoras. El motor Wankel básico, de un solo rotor, consiste de una cámara con la forma de un número "8" en la que gira un rotor triangular, como se muestra en la figura 1O.15. La mezcla de aire y combustible la suministra un carburador convencional. Se ha observado que las emisiones de monóxido de carbono c hidrocarburos producidos por un motor rotativo básico de combustión son significativamente más altas que las de un motor reciprocan te convencional moderno, sin controles externos de la emisión. Sin embargo, cuando está equipado con un reactor térmico adecuado, el motor

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figura 10.14 a) Concepto de un motor de carga estratificada. b) Diseño práctico de un motor de carga estratificada. (FUENTE: Road and Track, febrero de 1973,pág.119.)

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FUENTES MOVILES

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figura 10.15 Motor Wankel rotatorio de combustión.

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Mazda Wankel tiene emisiones de 0.17 g/millas de HC, 2.2 gfmillas de CO y 0.93 gjmillas de NOx. Se reportó una economía de combustible de 13 millas por galón (19). El volumen de un motor Wankel para un caballaje determinado es mucho menor que el de un motor reciprocan te comparable. Por tanto, hay suficiente espacio en el compartimiento del motor de un automóvil para instalar el reactor térmico requerido para reducir las emisiones a un nivel aceptable. Se deberá hacer notar que el motor Wankel requiere algunas partes complicadas cuya duración se desconoce.

10.11

FUENTES OPCIONALES DE ENERGIA PARA VEHICULOS

Existen cuatro fuentes de energía con emisiones extremadamente bajas en el escape, y que parecen tener el potencial para convertirse en fuentes de sustitución de energía para la propulsión de automóviles. Aquí se incluyen los tipos de motores de combustión externa las turbinas de gas, el motor Stirling, y la unidad de energía del ciclo Rankine -y algunas formas de sistemas eléctricos. Desafortunadamente, son pocos los vehículos que funcionan por dichas fuentes que se han evaluado en condiciones de manejo del conductor a fin de determinar la facilidad de manejo, economía, mantenimiento requerido, el tiempo de servicio y los niveles de emisión del escape.

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559

En condiciones de estado uniforme, los motores de combustión externa deberán tener una tasa más baja de emisión que los motores de combustión interna, puesto que el proceso de combustión de flujo uniforme se puede controlar en un grado mayor que los procesos transitorios de combustión característicos de los motores de combustión interna. Las emisiones que ocurren durante la aceleración y la desaceleración son mucho más difíciles de pronosticar; son pocos o ninguno, los datos que se han publicado acerca de dichos modos de operación. En general, las temperaturas de combustión máximas para los motores de combustión externa son mucho más bajas que las de los motores de combustión interna. Por tanto, la cantidad de óxidos de nitrógeno formados deberá ser mucho menor. En una prueba de laboratorio se instaló un motor Stirling de 4 cilindros (Modelo P-40, construido por la United Stirling de Suecia el cual desarrolla 45 hp) en un automóvil de 33 76 libras de peso. Cuando operaba con el ciclo combinado CVS, se obtuvieron emisiones de 0.43 g/milla de CO, 0.12 g/rnilla de HC y 0.3 7 gfmilla de NOx, con una tasa de consumo de combustible de 19.4 millas por galón. No se requirió tratamiento externo de los gases de la combustión. Además, el motor se operó con gasolina, combustible diese!, alcohol y otras mezclas de combustible. Es necesario mejorar el consumo de combustible, y se han presentado algunos problemas de sellado. La turbina de gas o la planta de energía con el ciclo Brayton han sido consideradas desde hace mucho tiempo como una fuente apropia· da de energía para los vehículos. Se han instalado numerosas unidades experimentales en camiones, vehículos y automóviles de carrera. Han surgido numerosos problemas que implican reducción de engranajes, componentes que resistan temperaturas elevadas, ruidos, costo inicial y su duración. Como la cantidad de gases que se descargan de este tipo de turbina es mucho mayor la cantidad que la producida por un motor de combustión interna con un caballaje comparable, es difícil comparar las emisiones de las dos basándose en la composición de los gases del escape. Después de estudiar las" turbinas de gas de los avio· nes, Wright (20) llegó a la conclusión que las turbinas de gas de un diseño apropiado deberían tener niveles de emisión de sólo el 2 al 4 por ciento de los que caracterizan los motores reciprocantes de gasolina, sin tratamiento, y sólo del 15 al30 por ciento de los motores reciprocantes que cumplen las normas de emisión propuestas para 1975. Existen en otros lugares reportes de tendencias semejantes (21 ); por ejemplo, la Williams Research Corporation (22) confirmó estos hallazgos con un auto experimental operado por una turbina de gas de 80 hp. Nogle (23) ha informado de los resultados de pruebas efectuadas en un combustor de turbina de gas diseñado para una turbina de 23 hp

1

560

PUENTES MOVILES

en proceso de desarrollo por la Chrysler para aplicaciones automotrices. Las pruebas suministraron emisiones de HC de 0.42 g/milla, de CO de 3.36 g/milla y de NOx de 0.40 g/milla. Se utilizó una amplia variedad de combustibles en el programa de pruebas. Los autobuses operados por turbinas de gas están siendo evaluados en sus rutas en varias ciudades. Varias versiones del "motor de vapor" que utiliza el ciclo Rankine han sido adaptadas a la propulsión de vehículos, en el transcurso de los años; sin embargo, hasta 1979, no había ningún vehículo impulsado por vapor que estuviera comercialmente disponible. Existen organizaciones que participan en la inversión de sistemas de energía para vehículos, utilizando el ciclo Rankine (24, 25, 26). Entre las áreas de mayores problemas que se han encontrado para desarrollar plantas convenientes de energía, se tienen el costo inicial, grandes áreas de condensadores, mantenimiento y seguridad, economía de combustible, lubricación y altas temperaturas de congelación cuando se emplea agua, y tiempo para el arranque. No obstante las dificultades mencionadas, Bjerklie y Sternlicht (27) llegaron a la conclusión, como resultado de un extenso estudio del potencial del motor Rankine para su uso en vehículos, que desde cualquier punto de vista el motor de turbina que utiliza el ciclo Rankine de fluido "ideal", ofrece mayores ventajas que los motores Otto y de vapor. En 1970, el estado de California y el U.S. Department of Transportation (Departamento de Transporte de Estados Unidos) iniciaron el Proyecto de Camiones de Vapor de California (California Steam Bus Project). Se escogieron tres contratistas, las firmas William M. Brobeck and Associates, Lear Motor Corp. y Steam Power Systems (28), y se desarrollaron plantas de energía de vapor para camiones. La unidad de energía del sistema Lear era una turbina, mientras que las otras dos compañías empleaban unidades reciprocantes. En la tabla 10.2 se presentan los resultados de las pruebas típicas realizadas en las rutas de camiones de la ciudad de San Francisco. Con fines de comparación se incluyen datos de los camiones típicos con motores diesel. De los datos presentados en la tabla 1 O. 2 es evidente, que a pesar de que se reducen las emisiones de COy NOx, se aumenta notablemente el consumo de combustible (28). Hasta 1974, no había indicio alguno que indicara la continuación del California Steam Bus Project. Se puede abstener información adicional sobre los sistemas de energía de vapor para los automóviles, en las publicaciones de la Sociedad de Ingenieros Automotrices (Society of Automotive Engineers) (29). Como en el caso del "sistema eléctrico", dichos sistemas fueron competidores del motor de gasolina en los primeros años del desarrollo de vehículos de motor. A pesar que existen motores eléctricos y sistemas de control adecuados, no existe ningún sistema satisfactorio de

EMISIONES DE LOS MOTORES DIESEL

561

Tabla 10.2 Resultados de las pruebas efectuadas en California con camiones de vapor Emisiones del escape {Kfhp•h) Vehz'culo Brobeck Lear

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FUENTE: R. A. Renner. "Reviewing the Califomi? Steam Bus Project." S oc. Automotive Engineers Paper 730218, enero de 1973. Reimpreso con permiso de la Society of Automotive Engineers, Inc. Copyright, 1973.

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baterías. Entre las principales dificultades están el pew de la batería (2270 a 3400 libras), costo inicial ($900 a $12,400), el tiempo de recarga y el alcance limitado. La mayoría de los vehículos experimentales de dos pasajeros que emplean las baterías disponibles tienen alcances de 40 a 100 millas a velocidades de 30 a 40 millas por hora con tiempos de recarga de 1O a 12 horas. Se informa de algunas compañías que están fabricando baterías más ligeras, con tiempos de recarga mucho más cortos. Una de estas compañías, la Electric Fuels Propulsion (30), ha desarrollado una batería Tri-Polar de plomo y cobalto que tiene un tiempo de carga de 30 minutos. Si ésta u otras baterías tuvieran éxito, se podría disponer de vehículos eléctricos en el futuro, para utilizarlos en recorridos cortos. Se deberá advertir que, a pesar de que el vehículo eléctrico está prácticamente libre de emisiones en el escape, la fuente de energía eléctrica requerida para recargar las baterías, está en último término en las grandes plantas de energía eléctrica. Si se generaliza el uso de los vehículos eléctricos, se impondría una enorme carga adicional sobre la industria eléctrica, actualmente ya sobrecargada.

10.12

EMISIONES DE LOS MOTORES DIESEL

En el ciclo diesel básico, se comprime solamente el aire hasta una alta presión y temperatura, durante la carrera de compresión. Antes de llegar al punto muerto superior, se inyecta el combustible al cilindro y el encendido ocurre cuando la mezcla de v_apores del combustible y el aire alcanza la temperatura de autoencendido. La cantidad total de

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FUENTES MOVILES

562

combustible inyectado está controlada por la carga y velocidad del motor. La relación entre el combustible y el aire del motor diese} varía de 0.01 a 0.06, que corresponde a relaciones entre el aire y el combustible de 100: 1 a 15: l. Luego, las relaciones de mezcla del motor diese! son mucho más pobres que las del motor de gasolina de encendido por chispa. El motor diesel opera con un ciclo de dos tiempos o un ciclo de cuatro tiempos, y es o de aspiración natural o de sobrecarga. Además, el motor se clasifica como de inyección directa, si el combustible es inyectado directamente al cilindro, o de inyección indirecta (I.D.I.), si el combustible se inyecta en una cámara de procombustión o de combustión dividida. Las emisiones de los motores diese! son las siguientes: 1) olores, 2) humo, 3) monóxido de carbono, 4) hidrocarburos no quemados, 5) óxidos de nitrógeno y 6) ruidos. Todas las emisiones son funciones complejas de las variables básicas siguientes:

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Las características de operación y emisión de motor diesel de tipo automotriz, se presentan en la figura 10.16 (31, 32). El olor procedente de los gases del escape de un motor diesel, a pesat de que en fecha tan reciente como 19 74 aún no se le había clasificado como un contaminante del aire, es altamente desagradable para algunas personas y ha sido objeto de muchos estudios. La fuente del olor se ha atribuido a pequeñas concentraciones de diversos hidrocarburos no quemados. En el capítulo 11 se trata el tema general de los olores y no se considerará más en este lugar. El humo procedente de un motor diesel se clasifica como negro, blanco o gris y azul. El humo negro está constituido principalmente por carbón no quemado que se ha aglomerado para formar pequeñas partículas. Con base en la masa, el humo es la menor de las principales emisiones de un motor diese!, pero es el más notable. El humo negro puede ser causado por una condición de sobrecarga; esto es, se está alimentando demasiado combustible al motor. El humo blanco o gris es el residuo de la combustión de las gotas de combustible y representa una correcta operación. El humo azul indica la presencia de combustible sin quemar o de gotas de aceite lubricante, lo que indica en general la necesidad de mantenimiento. Se han investigado muchos aditivos del combustible, en un intento por encontrar supresores adecuados del humo, pero no se ha encon-

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EMISIONES DF LOS MOTORES DIESEL

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0.02 Cociente combustible-aire

Figura 10.16 Efecto del cociente entre el aire y el combustible en las emisiones de NO y CO y otros parámetros de funcionamiento. (FUENTE: Engine Emissions, Pollutant Formation and Measurement. G. S. Springer y D. j. Patterson, ed. Nueva York: Plenum Publishing Corporation, 1973; y E. F. Obert. Interna[ Combustion Engines andA ir Pollution. Nueva York: Intext Educational Publishers, 1973.)

trado ninguno que sea completamente satisfactorio. Parece ser que el mejor método para reducir el humo consiste en un buen diseño de la cámara de combustión y del inyector de combustible. El monóxido de carbono, como el humo negro, se produce durante la combustión, cuando el oxígeno presente no es suficiente para oxidar en su totalidad el combustible. Por tanto, el CO es una función directa

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FU"NTES MOVILES

de la relación entre el combustible y el aire. A una relación entre el combustible y el aire de 0.01, la concentración de CO en el gas de escape es menor de 200 ppm y aumenta a un valor de 4000 ppm a una relación entre el combustible y el aire de 0.06. Los experimentos indican que, a diferencia de las concentraciones de humo y monóxido de carbono, las concentraciones de hidrocarburos no quemados en el escape del diesel no está directamente relacionada con la carga o la velocidad del motor . Antes bien, las emisiones de hidrocarburos parecen ser funciones del equipo de inyección y de la geometría de la cámara de combustión. Se cree que el control de los hidrocarburos no quemados depende de los detalles de diseño que afectan la geometría de la aspersión del combustible y del combustible residual en la boquilla de inyección (26). La formación del monóxido de hidrógeno en un motor diesel está controlada por las reacciones químicas y los mecanismos que ya se trataron en la sección 10.4 y el capítulo 8, y no justifica una mayor consideración en este lugar. Es conveniente hacer notar que para reducir la formación de NO es necesario cambiar cuando menos uno de los tres principales factores que influyen en la formación del NO: esto es, reducir 1) la cantidad de oxígeno o de nitrógeno disponible, 2) la temperatura pico en las zonas con suficiente oxígeno o 3) el tiempo de residencia a temperaturas por encima de 3200°R ( 1800°K). La Junta de Recursos del Aire de California, la Asociación de Fabricantes de motores, la Sociedad de Ingenieros Automotrices, y el Consejo Coordinador de Investigación (California Air Resources Board, Engine Manufacturers Association, Society of Automotive Engineers, Coordinanting Research Council) han desarrollado un procedimiento de prueba (33) conocido como el ciclo tipo CARB 13 para evaluar las emisiones de los motores diesel. Con base en dicho ciclo, las normas para los motores diesel y los motores de gasolina de servicio pesado, para 1974, son de 16 g/hp•h de HC y NOx, 40 g/hp·h de CO con lecturas del medidor de humo de la APA de 20 por ciento durante la aceleración y de 15 por ciento durante el frenado. La norma de emisión de Californiaen 1975,para el HC y el NOx es de 5 g/hp·h. En comparación, la meta de los fabrican tes del motor diesel es de 3 gfhp •h de HC, 7.5 gfhp·h de CO, 12.5 g/hp·h de NO, además de la norma del humo. En la tabla 10.3 se presentan valores típicos de la emisión del escape de los motores actuales, tomados de datos publicados por Walder (34). Se puede ver, de los datos presentados en la tabla 10.3 para el motor de 685 pulgadas 3 que se puede disminuir la emisión de los óxidos de nitrógeno, ya sea por la recirculación .de los gases de la combustión o por la inyección de agua. Es difícil establecer una comparación entre los datos de los motores diesel de gran tamaño y del tipo de camión y los datos de motores apro-

565

EMISION"S DE LOS MOTORES TURI30RROTATOR10S

Tabla 10.3 Emisiones en el escape de los motores diese!, ciclo CARB. Emisiones (gfhp·h) Motor'l 416 pulgada 3 , 6 cil., A.N., cámara de remolino 416 pulgada 3 , 6 cil., T.C., cámara de remolino 360 pulgada 3 , 6 cil., A.N., I.D. 685 pulgada3 , 6 cil., A.N., I.D. 685 pulgada 3 , 6 cil., 10% de recirculación 685 pulgada3 , 0.5: 1, inyección de agua-combustible 6 85 pulgada 3 , 1:1, inyección de agua-combustible

CO

NOX

HC

2.7 2.2 5.8 3.5 5.0 4_3 4_7

3.1 3.4 3.3 15.5 9.1 11.4 7.8

0.9 0.7 3.6 0.5 0.7 0.5 0.8

FUENTE: C. .J. Walder. "Reduction of Emissions from Diesel Engines." S oc. Automotive Enginecrs Papcr 730214, Enero de 1973. P 'impreso con permiso de la Society of Automotive Engincers, 1nc. Copyright, 197 3. a A.N. = aspiración natural; T.C. = turbo carga; J.D. =inyección directa.

piados para instalar en automóviles. No obstante, las referencias (35) y (36) han presentado al¡.,runos datos comparativos, los que se resumen en la tabla 10.4. El problema más difícil para el control de emisión en los motores diesel es reducir simultáneamente tanto el humo (partículas) y los óxidos de nitrógeno. Será extremadamente difícil alcanzar las normas de emisión propuestas tanto para el NOx como para las partículas. 10.13

EMISIONES DE LOS MOTORES TURBORROTATORIOS Y DE LAS TURBINAS DE GAS

Cuando se les compara con emisiones de otras fuentes de contaminación del aire, el total de emisiones del escape de aviones con motores Tabla 10.4 Emisiones del escape de motores diese! instalados en automóviles.

Coche Mercedes 240 D Mercedes 300 D Peugot Perkins Cu tlass Diesel Cutlass Gasolinc VW Rabbit Gasolina Diesel

Desplazamiento (pulgada 3 ) 134 183 83 247 350 96.9 89.7

Emisiones del escape (gjmillal

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1.01 1.72 0.67 1.48

31.7 52.2

0.23 0.37

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EMISIONES DE LOS MOTORES TURBORROTATORIOS

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567

minante por mil libras de combustible consumido (o gran1os de contaminante por kilogramo de combustible). La tabla 10.5 presenta datos de emisiones medidas para varios motores turborreactores que se usaban en 1970. Nótese que las mayores cantidades de contaminantes son generados durante el período de operación en vacío. La cámara de combustión o el combustor de las turbinas de gas estacionarias, turbinas de gas para vehículos, motores turborreactores, y motores de turbohélice son similares en operación. El fenómeno de la combustión en un combustor convencional, como se muestra en la figura 10.17 se divide en :.:onas. En la zona primaria, el combustible se mezcla con el aire primario y se quema parcialmente. Existen regiones locales, tanto ricas como pobres en combustible, debido a la falta de una total homogeneidad. La recirculación en la zona primaria mantiene la estabilidad de la combustión. Entra aire adicional en la zona secundaria y completa las reacciones de combustión. Se alimenta una tercera porción del aire dentro de la cámara de combustión a lo largo de la superficie interior del revestimiento para que actúe como refrigerante y proteja así dicho revestimiento. La temperatura del gas se reduce a la temperatura requerida a la entrada de la turbina, por dilución con cantidades adicionales de aire secundario. Los procesos de combustión y mezcla que ocurren en el combustor son altamente complejos, y no se dispone actualmente de ningún modelo analíticamente satisfactorio para que lo utilice el diseñador. La formación de los óxidos de nitrógeno está controlada por los fenómenos que se tratan en el capítulo 8. Se recordará de dicho comentario que las cantidades de oxígeno y nitrógeno, la temperatura y el tiempo de residencia inf1uyen en la formación de NO. Las cantidades de CO y de hidrocarburos sin quemar también son funciones complejas de

turborrotatorios es relativamente pequeña (37, 38). Sin embargo, de un modo similar al caso de los vehículos accionados por motores diese! bajo carga, el humo de un motor turborreactor durante el aterrizaje y el despegue es extremadamente visible sin modificaciones en el motor. Una razón para ·que esto suceda se debe a que los combustores de las turbinas convencionales de gas han sido desarrolladas en el transcurso de los años para un alto grado de productividad, confiabilidad y larga vida. Hasta principios de 1970, no se consideraba la cantidad de humo y de emisiones del escape. La preocupación pública influyó posteriormente en la industria para que realizara esfuerzos sustanciales para reducir las emisiones de humo. Es interesante observar que no todos los contaminantes del aire en las cercanías de un aeropuerto los emiten los aviones. El equipo de servicio de tierra y los vehículos que entran y salen del aeropuerto son también importantes fuentes de contaminantes. Las emisiones de CO de los equipos de servicio de tierra son casi tan graves como los debidos al movimiento de los aviones 39. Al informar sobre los niveles de las emisiones del escape procedentes de turbinas de gas y de motores turborreactores, se deberá tener en cuenta las relaciones entre el aire y el combustible, al comparar dichos motores con otras fuentes de contaminantes del aire. El motor de un automóvil opera normalmente con relaciones entre el aire y el combustible entre 13 y 16. El motor turborreactor opera con relaciones de aire a combustible extremadamente pobres, esto es, de 60:1 a plena carga y de 150:1 en reposo (40). Es práctica común especificar la cantidad de emisiones de una turbina de gas por una relación llamada índz"ce de emisz"ón, que se define como las libras de un conta-

Tabla 10.5 Contaminantes producidos por los motores de reacción instalados en aviones.

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Cámara de combustión

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FUENTE: J. B. Heywood, J. A. Fay y L. H. Linden. "Jet Aircraft Air Pollutant Production and Dispersion." AIAA Paper 70-115, Enero de 1970. 0 Masa del contaminante por mil unidades de masa de combustible.

Figura 10.17 Esquema del flujo en la cámara de combustión de una turbina de gas.

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568

FUENTES MOVIU.:S

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la relación localizada entre el aire y el combustible, grado de mezclado, y velocidad. Los datos experimentales, preparados por Sawyer, para la concentración de los contaminantes como funciones de la localización en el combustor (40) se presentan en la figura 10.18. El problema del hollín o el humo, asociados con los primeros modelos de turbinas de gas era el resultado de altas temperaturas y altas concentraciones de combustible en la zona primaria del combustor. Por lo general, la zona de formación del hollín se encuentra dentro de la envolvente del combustible según se pulveriza a la salida de la boquilla de presión. Existen varias maneras de disminuir la formación de hollín en los combustores: l. Aumentar el ángulo del cono de aspersión del combustible, lo que aumenta el mezclado. 2. Aumentar el flujo de aire en la zona primaria, con lo que se disminuye eficazmente la temperatura y la relación entre el combustible y el aire en dicha región. Un efecto adverso de este método es que aumenta la velocidad del gas en dicha región, lo que aumenta a su vez la dificultad de efectuar la ignición. 3. Aumentar la caída de presión del revestimiento, lo que aumenta eficazmente el nivel de turbulencia y promueve el mezclado. Esto aumenta también el consumo de coii'I.bustible. 4. Utilizar un atomizador de chorro de aire en lugar de o junto con un atomizador convencional de presión. En este método, se utiliza aire a alta velocidad para soplar o atomizar las gotas de combustible. 5. Utilizar inyección de agua a fin de reducir la temperatura promedio en la zona caliente del combustor. 6. Usar aditivos del combustible, los que atacan la química básica del proceso de combustión. Se han utilizado compuestos de bario y manganeso, pero al parecer, la eficiencia de dichos aditivos es sensitiva al tipo de motor.

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La técnica 4 es probablemente una de las más usadas hoy en día para reducir la formación de humo. Esto es especialmente cierto con el advenimiento de los motores de más altas presiones que ahora se utilizan, puesto que la relación más alta ha llevado a un aumento en los problemas del humo. Por una razón, la presión más alta lleva a aumentos de temperatura en la zona de combustión, a pesar de que resulta también en una mayor economía de combustible. El efecto principal del aumento de la presión en el combustor se refleja en el patrón de aspersión de los atomizadores convencionales de presión. La atomización tiene lugar más cerca de la boquilla de aspersiún, con menos penetración del rociado en la zona primaria, debido a la mayor resis-

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Figura 10.18 Características de funcionamiento de los com bustores de las turbinas de gas. a) Condiciones de operación en las que se forman los contaminantes. b) Lugar en que se forman los contaminantes.(Las mediciones se efectuaron a lo largo de la línea de centro del combustor). (FUENTE: R. F. Sawyer. Astronautics arzd Acronautics, abril de 1970.) 569

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570

FUENTES MOVILES

tencia del aire. A fin de aprovechar los efectos del aumento en la relación de presión, como por ejemplo, la economía del combustible, es obligatorio un sistema de inyección del combustible diferente. El atomizador de chorro de aire constituye un enfoque. En su forma más simple, se permite que el combustible corra a lo largo de una placa metálica y caiga o salpique desde el extremo. No obstante, se dirige una corriente de aire de velocidad alta contra el extremo de la placa, y este flujo de energía alta rompe el combustible en muy pequeñas gotas. ~1 flujo de aire puede alcanzar una velocidad de 400 piesfs. Como regla aproximada, se requieren cerca de 3 libras de aire por libra de combustible para la atomización por chorro de aire, a pesar de que esta relación puede llegar hasta 5 ó 6. Como se podría· anticipar, el tamaño medio de la gota que resulta de esta operación es inversamente proporcional a la velocidad del chorro de aire. La reducción de las emisiones de monóxido de carbono e hidrocarburos en los combustores de las turbinas de gas se obtiene principalmente por un aumento en la eficiencia de combustión, lo que se puede lograr de diferentes modos: l. Operar la zona primaria a una relación de equivalencia alrededor de 0.8. Si el valor de ifJ fuera mucho más alto, la cantidad de CO será grande, simplemente como resultado del CO de equilibrio formado en conjunción con el co2 y el 02 en la corriente de gas. 2. Mejorar la atomización del combustible, a fin de tener una mejor combustión. 3. Reducir la película de aire de enfriamiento al combustor. Este aire enfría el proceso de combustión, y resulta que el CO no es oxidado a co2. 4. Aumentar el volumen de la zona de combustión, con lo que se provee un mayor tiempo para los gases en la zona de combustión.

2. Operar con una zona primaria rica. Este enfoque reduce el aire, y especialmente el oxígeno, que está disponible para la oxidación del nitrógeno atmosférico. No obstante, el método tiene sólo un interés teórico; no es práctico debido a la deficiente economía del combustible y al aumento del humo. 3. Reducir el volumen de la zona primaria, lo que reduce el tiempo de residencia a altas temperaturas. 4. Aumentar la caída de presión del revestimiento. Este enfoque tiende a aumentar la turbulencia dentro del combustor y a reducir los puntos calientes locales. No obstante, aumenta al mismo tiempo el consumo de combustible. 5. Usar inyección de agua. Este método baja al nivel promedio de la temperatura en el combustor. Al revisar las técnicas para obtener un control mejorado de la emisión, es evidente que existen conflictos fundamentales de diseño entre el control del CO y los HC por un lado, el control del NOx por el otro. Por ejemplo, las emisiones de monóxido de carbono se reducen grandemente operando a temperaturas relativamente bajas. Existe una faja bastante estrecha de temperatura, dentro de la cual es posible cumplir los límites de las emisiones tanto de CO como de NOx. Para cumplir las normas de la APA es necesario mantener las

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1. Operar con una zona primaria pobre. Este método de operación tiende a hacer bajar la temperatura; pero, al mismo tiempo, aumentar las emisiones de CO y los hidrocarburos, y disminuir el humo (vt'·ase figura 10.18).

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571

EMISIONES DF LOS MOTORES TURBO!{ROTATORIOS

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Temperatura de la zona primaria, grados Kelvin

Figura 10.19 Emisiones de COy NOx como una función de la temperatura en la zona primaria del combustor de una turbina de gas. (Cortesía del Prof. A. H. LeFebvre, Universidad de Purdue, W. Lafayettc, Jnd.)

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572

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FUENTES MOVILES

emisiones de CO por debajo de 70 ppm y las de NOx por debajo de 4.5 ppm. En la figura 10.19 (41) se muestra una gráfica de los niveles de CO y NOx como una función de la temperatura de la zona primaria. Se muestran también los límites ya citados para el CO y el NOx. Con base en dichos datos, se llega a la conclusión de que sólo en el intervalo de temperaturas de la zona primaria de aproximadamente 1610° a 1730°K (2440° a 2650°F) se tendrá que ambos gases contaminantes cumplirán las normas de emisiones deseadas. (Otra fuente (42) presenta una gráfica equivalente a la figura 10.19, con base en mediciones experimentales. Esta fuente indica que el intervalo requerido de temperaturas a fin de poder cumplir las normas de la APA para el COy el NOx es de 1300° a 1390°K (1870° a 2030°F). Estos valores están considerablemente por debajo de los ya citados. Sin embargo, puede ser que los datos no estén en conflicto. Para determinar cualquier diferencia real es necesario examinar con más detalle el método utilizado para medir la temperatura y la concentración en el combustible así como la posición en donde se tomaron las mediciones. No obstante, ambas fuentes conducen al mismo resultado, a saber, que la banda de temperaturas disponible para poder cumplir las normas de emisiones tanto para el CO como el NOx, es extremadamente estrecha). En la figura 1 0.20a se muestra otro método para presentar la información suministrada en la figura 1 0.19. En este caso, se traza la temperatura de la zona primaria contra la relación global entre el combustible y el aire, suministrados al combustor. Las relaciones bajas entre el combustible y el aire conducen a temperaturas bajas en la zona primaria, y la formación excesiva de CO debido a los efectos de amortiguamiento. Por el otro lado de la escala, las relaciones relativamente altas entre el combustible y el aire dan por resultado temperaturas altas en la zona primaria y por tanto, formación excesiva de NOx. Por tanto, el in Lervalo de las emisiones bajas es típico de un intervalo restringido de la temperatura en la zona primaria o de la relación entre el combustible y el aire. Desde el punto de vista del diseño, esto sugiere que los combustores se deben construir de manera tal que los gases se queden dentro de los intervalos indicados, todo el tiempo que sea posible. Un combustor de geometría variable podría ser uno de los métodos para cumplir dicha condición. Otra posibilidad sería dividir, por etapas, la inyección del combustible. Se emplearían varios inyectores de combustible colocados en diversas posiciones axiales a fin de mantener la temperatura y jo la relación entre combustibles y aire deseadas en todo el combustor, con lo que se obtendrían niveles razonables de emisi(m. Además, la variación del combustible inyectado desde diferentes inyectores p~>dría tener en cuenta la necesidcd de una amplia variación de la rclaciÍJn entre el

EMISIONFS DE LOS MOTORES TURBORROTATORIOS

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Figura 10.20 Efecto de la combustión de a) de una sola etapa y b) de tres etapas sobre las emisiones del combustor en una turbina de gas. (Cortesía del Prof. A. H. LeFebvre, Universidad de Purdue, W. Lafayette, Ind.)

combustible y el aire, según el motor opere en el intervalo que abarca desde la operación en reposo hasta la potencia plena. En la figura 10.20b se ilustra cómo realizarlo en un combustor diseñado para un máximo de tres etapas de combustión. Se han diseñado nuevos combustores que están relativamente libres de humo (39). Estos combustores proporcionan una atomización y mezclado mejorados del combustible en la zona primaria. La mejor

574

COMBUSTIBLES OI'CIONALES Y SU UTILIZACION

575

utilización del aire secundario ha reducido la temperatura máxima. La influencia de la localización de los orificios de inyección del aire secundario está ilustrada en la figura 1 0.21, que suministra datos sobre la emisión de monóxido de nitrógeno en el combustor de una turbina de gas de un vehículo (43 ). En la modificación N o. 1, no se ha cambiado la localización de los orificios para el aire primario en el combustor normal, mientras que los orificios del aire secundario se adelantaron 2 3/4 pulgadas (en dirección a la boquilla de combustible ). Esta relocalización dio por resultado una disminución de aproximadamente 34 por ciento en la zona de combustión primaria. En la modificación No. 2, tanto los orificios del aire primario como los del secundario se adelantaron 1 3/4 pulgadas, con lo que redujo el tiempo de residencia aproximadamente 44 por ciento del combustor normal. Se han obtenido resultados similares manteniendo la localización de los orificios, pero cambiando sus dimensiones. Además, se ha observado que la inyección de agua en el combustor de las turbinas de gas dio por resultado una reducción sustancial en la formación de NO (44). Para una discusión más amplia de las emisiones procedentes de sistemas continuos de combustión, se sugiere al lector consultar la literatura respecto a dicho tema (45). Se ha emprendido un importante programa de investigación con el propósito de desarrollar motores con emisiones notablemente reducidas; dicho programa lo dirigen en la actualidad los fabricantes de motores y la NASA. Para obtener una comparación más satisfactoria

de las características de emisión de los motores, la Agencia de Protección Ambiental (APA) (46) ha definido un parámetro de emisión (APAP) con base en la tasa de emisión de un motor, obtenida a niveles especificados de potencia del motor, mientras opera en un ciclo normal de despegue y aterrizaje. De este modo, el APAP es similar a la norma de emisión para vehículos y camiones pesados. Se obtiene el APAP midiendo la concentración del contaminante especificado, en el escape del motor, mientras éste opera a un nivel especificado de potencia. Entonces se emplea una fórmula normalizada, redactada por la APA a fin de calcular la tasa de emisión en gramos por hora para cada modo de operación del motor. El ciclo de vuelo consiste de 19 minutos de modo hacia adelante en reposo; 0.5 minutos de modo de despegue; 2.5 minutos de modo ascendente, y no descendente, 4.5 minutos de modo de acercamiento a pista y 7 minutos de modo de crucero, en reposo. El tiempo en horas por modo se multiplica por la tasa de emisión para obtener las emisiones por modo. Estas emisiones por modo se suman para obtener las emisiones APAP, en gramos de contaminante por kilonewton de potencia por ciclo. En la figura 10.22 se presenta la comparación entre las emisiones de varios motores y las normas revisadas de la APA. Se observará que prácticamente en todos los casos se requerirán mejoras significativas a fin de alcanzar las metas de emisiones de la AP A.

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Figura 10.21 Efecto de la localización de los orificios de inyección del aire secundario sobre la producción de NO en el combustor de una turbina de gas.

COMBUSTIBLES OPCIONALES Y SU UTILIZACION

En vista de la proyectada disminución en la disponibilidad de los combustibles basados en el petróleo, se están llevando a cabo estudios intensivos sobre combustibles opcionales en los Estados Unidos y en todo el mundo. La composición química de los principales combustibles propuestos hasta la fecha es algo diferente de las de los derivados del petróleo crudo, y las características de,emisión y funcionamiento de los motores que utilizan dichos combustibles no se conocen en su totalidad. Como los costos proyectados de los combustibles opcionales parecen ser algo más altos que los costos de los combustibles actuales ( 1980) y los suministros disponibles más bajos de lo que se ha estado acostumbrado, se dará mayor énfasis al desarrollo de motores que tengan un mínimo de emisiones y un máximo de economía del combustible. En vista de estas perspectivas, será conveniente examinar brevemente los combustibles opcionales y sus características. Los alcoholes se pueden producir del carbón, petróleo y de biomasa (4 7). El alcohol etílico (etanol) se puede producir de varios sustratos de la biomasa utilizando varios procesos disponibles y en desarrollo.

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COMBUSTIBLES OPCIONALES Y SU UTTLlZACION

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Figura 10.22 Comparación entre las emisiones de varios motores de reacción y las normas revisadas de la AP A. (MN F -motor de nueva fabricación; NMC -nuevo motor certificado.) a) Total de emisiones y normas de HC. b} Emisiones y normas de NOx. (FUENTE: NASA Technical Memorandum 79009, ·octubre de 1978J

El alcohol metr1ico (metano!) se produce principalmente del petróleo y el carbón. El calor de vaporización del alcohol es más elevado que el de la gasolina mientras que el calor de combustión es aproximadamente igual a la mitad. Los alcoholes se pueden mezclar con gasolina

en mezclas que pueden llegar hasta cerca de 18 a 20 por ciento de alcohol, o utilizarlos como combustible puro en motores de encendido por chispa. Una mezcla de 18 a 20 por ciento de alcohol y gasolina se separará si estuviera presente una pequeña cantidad de agua. Debido al más elevado número de octano del alcohol puro (109), se puede utilizar una relación de compresión mucho más alta (hasta (14: 1)) en un motor de alcohol de la que se utiliza en motores comunes de gasolina. Hasta la fecha, los limitados resUltados experimentales, empleando gasohol (una mezcla de 1 Opor ciento de metano! y 90 por ciento de gasolina) en motores diseñados para operar con gasolina, indican muy pocos cambios ya sea en la emisión o el consumo de combustible cuando se les compara con la gasolina (48). Cuando se empleó metano! o etanol como combustible en motores modificados para su uso (más alta relación de compresión, sincronización de la chispa y aire/ combustible) se observó que la eficiencia energética se aumentaba de 6 a 10 por ciento y las emisiones, sin un catalizador, se reducían en las cantidades siguientes: CO, 60 por ciento; HC, 78 por ciento; NOx, 55 por ciento de los producidos por un motor de gasolina (48). Se deberá hacer notar que aun cuando los estudios informan acerca de un aumento en la eficiencia del combustible cuando se utiliza alcohol en un motor que opere en óptimas condiciones para dicho combustible, el consumo de combustible (en galones) será mayor que el de la gasolina debido al valor calórico mucho más bajo. El metano!, al calentarse, experimenta la siguiente reacción endotérmica: catalizador

CH 30H(l)

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calor

Los productos, conocidos como metano! reformado, se pueden utilizar como combustible en un motor de encendido por chispa. Se puede obtener el calor necesario del escape del motor. En pruebas realizadas por la Nissan Motor Company (48), con un motor de 4 cilindros y 1952 cm 3 , la eficiencia térmica o energética era de 35 por ciento y las emisiones eran suficientemente bajas como para cumplir las normas japonesas de 1982, sin tratamiento adicional de los gases de la combustión. El alcohol es difícil de encender en un motor diese! y no parece ofrecer ventajas su uso como combustible puro. No obstante, emulsiones de combustible diese! con hasta 45 por ciento de etanol se han utilizado con éxito en motores diesel (48). También los alcoholes han sido utilizados con éxito como combustibles para turbinas de gas, motores de reacción, y generadores de vapor. La pizarra petrolífera y el carbón se pueden procesar por una diversidad de métodos ( 49) para producir hidrocarburos que se pueden

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FUENTES MOVTLES

refinar a fin de obtener combustibles en motores primarios. El hidrocarburo llamado querógeno se encuentra en las pizarras petrolíferas y se puede liberar calentando la piedra hasta aproximadamente 900° F. El destilado liberado por este proceso de retorta (cerca de 40 galones por tonelada de piedra) es similar a los crudos del petróleo. La tecnología de la licuefacción del petróleo se conoce desde hace más de 50 años. Uno de los procesos implica la pirólisis, donde el carbón se calienta sin oxígeno para producir una variedad de líquidos gaseosos, y carbón animal de diversos pesos moleculares. Los procesos de licuefacción catalítica ponen al carbón en contacto directo con un catalizador en presencia del hidrógeno para producir una variedad de hidrocarburos líquidos. El metano! ha sido producido del carbón en varias plantas a escala comercial, situadas fuera de los Estados Unidos y utilizando gas sintético. La Compañía Mobil Oil ha desarrollado, a escala de planta piloto, un proceso de conversión de metano! a gasolina de alto octano, utilizando catalizadores de zeolitas (49). A pesar de que se puede lograr que los combustibles líquidos procedentes del petróleo pizarroso y el carbón sean compatibles con la mayoría de los sistemas de motores, el grado al que pudieran ser capaces de cumplir la restricción de las emisiones depende del grado de mejoramiento que sea necesario y práctico. En cualquier caso, los líquidos derivados ya sea de la pizarra petrolífera o el carbón tienen alto cor.~enido de nitrógeno, muchas trazas de metales y otros contaminantes, y bajos cocientes de H/C. Los motores de automóviles podrán tolerar muy poco nitrógeno en el combustible si es que se han de acercar a la meta de investigación de 0.4 g/milla de óxidos de nitrógeno. Es difícil acercarse a este nivel si no se dispone de algún nitrógeno que esté combinado dentro del combustible. No es posible el tratamiento catalítico de los gases de la combustión si existen ciertos metales en el combustible sintético. Se ha evaluado bien la deterioración de los catalizadores debido al plomo de la gasolina. No se conoce bien el envenenamiento de los catalizadores por los compuestos de fósforo, arsér.ico, berilio, cadmio, plomo, mercurio y selenio. Todas estas últimas sustancias se han encontrado en la pizarra petrolífera. No se tiene todavía una idea clara del grado a que se tendrían que eliminar durante el proceso de refinación. Debido al cociente bajo de H/C de los combustibles derivados de las pizarras y el carbón, sin recurrir a un amplio mejoramiento por hidrogenación (un proceso muy costoso, tanto en energía como en dinero), dichos combustibles podrían resultar más apropiados para su uso en motores de tipo diese!. Es posible diseñar o adaptar un motor diesel a fin de que pueda consumir los combustibles de hidrocarburos más pesados. Existe un problema potencial que afecta al combustible diesel sintético procedente del aceite pizarroso, debido al posible bajo

PREGUNTAS

579

número de cetanos. Además, el aumento en el contenido aromático de muchos combustibles derivados de las pizarras podría llevar a aumentos en la emisión de partículas y de aromáticos polinucleares, procedentes de motores diesel y de motores de encendido por chispa, respectivamente ( 49). La breve reseña anterior, de los combustibles opcionales potenciales, indica que hay que trabajar mucho para obtener la máxima conservación de energía, la mínima emisión de contaminantes del aire, y la conservación de los recursos disponibles. En conclusión, se deberá hacer notar que algunos de los combustibles se podrán utilizar en combinación, en motores que sean similares al motor estratificado (PROCO), en proceso de desarrollo por la Ford Motor Company.

PREGUNTAS l. ¿A cuál relación entre el aire y el combustible tendrán los productos no tratados procedentes del escape de un motor de gasolina anterior a 1970, una mínima cantidad de hidrocarburos no quemados? ¿cuál será la concentración relativa de NOx a dicha relación de mezclado? 2. ¿Por qué es imposible operar un motor de gasolina (sin controles de contaminación) a una relación entre el aire y el combustible que dé mínimo CO, HC, y NOx, simultáneamente? 3. Explicar cómo influyen los cambios en cada uno de los siguientes renglones sobre las emisiones de un motor de gasolina, carburación, sincronización de la chispa, relación de compresión, y relación entre la superficie y el volumen de la cámara de combustión. 4. ¿cuáles son los métodos que se utilizan para reducir las emisionés evaporativas y del cárter? 5. Los datos presentados en la tabla 10.4 muestran que se puede obtener una reducción notable en las emisiones al cambiar de gasolina a otros tipos de combustibles. ¿cuáles son las posibilidades de tal cambio? 6. ¿cuáles serán los efectos en la salida y el consumo de combustibles de los métodos de recirculación de los gases de la combustión y de retraso de la chispa, para la reducción de las emisiones en los gases de escape? 7. ¿cuál es la base de operación de los reactores térmicos ex ternos cuando se utilizan para reducir las emisiones de HC y CO? ¿cuáles son algunas de las desventajas de este método de reducción de emisiones? 8. ¿Por qué la temperatura de los gases de escape que entran a un reactor térmico tiene que ser más alta que la de los gases que entran en un reactor catalítico? 9. ¿Qué efecto tienen las fallas de encendido sobre un reactor térmico? 1 O. Enumerar y comentar los problemas encontrados en la operación de reactores catalíticos oxidantes. 11. Describir cómo los fenómenos de la combustión en un motor de carga estratificada reducen las emisiones del escape.

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FUENTES MOVILES

12. ¿Por qué los productos de la combustión de un motor de combustión externa deberán contener un menor número de contaminantes del aire, que los procedentes de un motor de combustión interna? 13. ¿cuál es la principal desventaja que presentan los sistemas de vapor desarrollados para la propulsión de los camiones, cuandc. se les compara con un motor diese!? 14. ¿por qué las emisiones de CO y HC de un motOI diese! tienen que ser intrínsecamente menores que las de un motor convencional de gasolina, con encendido de chispa? 15. Si las emisiones de un motor diese! son mucho menores que las de un motor comparable de gasolina, por qué los motores diese! no tienen un mayor uso en los automóviles? 16. Respecto a la cantidad, ¿cuál es el principal contaminante emitido por aviones de propulsión a chorro? ¿Qué es lo que la mayoría de la gen te asocia? Son los motores turborreactores, con base en observaciones personales. 1 7. ¿En qué condiciones de operación es que un motor turborreactor convencional emite la mayor cantidad de contaminantes del aire? 18. Describir los enfoques básicos de que dispone el diseñador para reducir las emisiones de un combustor turborreactor. 19. ¿cómo se podrán reducir las emisiones de NOx de un combustor turborreactor?

PROBLEMAS 10.1

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10.8

Determinar el requerimiento de aire estequiométrico para la combustión del octano normal (CsH 18 ), en libras de aire por libra de combustible. Determinar el requerimiento de aire estequiométrico para un combustible que contiene en peso, 50 por ciento de n-octano (C 8 H 18 ), 2 5 por ciento de 1-hepteno (C 7 H 14) y 25 por ciento de metano! (CH 3 0H), en libras de aire por libra de combustible. Se opera un motor de gasolina con un cociente de equivalencia de a) 1.10 y b) 0.95. ¿cuál será el cociente entre el aire y el combustible en libras de aire por libra de combustible? Determinar el cociente estequiométrico A/C para los siguientes combustibles: a) hidrógeno, b) amoniaco (NH 3 ), e) metano! (CH 3 0H) y d) gas natural, suponiendo que sea metano (CH4). Determínense los cocientes estequiométricos A/C para a) combustible diese! (cetano, C 16 H34) y b) alcohol etílico (C 2 H 5 0H). Un motor de reacción opera con un cociente de equivalencia de 0.22 cuando consume combustible de reactor (C 11 H 26 ). Determínense los cocientes A/C y C/ A. Determinar el cociente estequiométrico A/C para una mezcla combustible de gasolina (C 7 H13) y metano! que tiene a) 10 por ciento y b) 20 por ciento de metano!, en peso. Una gasolina, cuya fórmula es C 7 H 13 se quema con 20 por ciento de exceso de aire. a) ¿cuál será el cociente A/C correspondiente? b) ¿cuál será la relación de equivalencia?

581

BIBLIOGRAFIA

10.9

Preparar una tabla para gasolina, combustible diesel, y combustible de reactores, dando la A/C para a) una mezcla estequiométrica, y b) una mezcla real cuando cp (gasolina) = 0.98, cp {diesel) = O. 7 y cp

(reactor)= 0.22. 10.10 Los gases de la combustión medidos en el tubo múltiple de escape de un motor de gasolina, tienen una composición equivalente a 70 g/milla de CO y 8 g/milla de NOx. ¿cuál será la eficiencia de conversión de un convertidor catalítico requerido para cumplir las normas de emisión de 3.4 g/ milla de COy 0.4 g/ milla de NOx, propuestas para 1985? 10.11 Considerar que la composición del combustible para un motor de automóvil está representada por C 8 H 18 . a) ¿cuántos pies cúbicos por minuto de aire se requerirán para un motor de 4 tiempos con un volumen 3 de desplazamiento de 320 pulgadas ? Considérese luego que las emisiones del escape contienen 2000 ppm de CO, 100 ppm de HC y 50 ppm de NO. Si se utiliza para la combustión la cantidad estequiométrica de aire, determínese la cantidad de CO, HC y NO, emitidos en libras por minuto. El motor opera a 4000 rpm y el gas de escape ..

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sale a 1 atm y 1000 t'. 10.12 Se ha propuesto, con base en datos experimentales, que la cantidad de NOx formada en el combustor de una turbina de gas está relacionada de la manera siguiente con otros parámetros experimentales: [NOJ ~ ~p 1 • 2 exp(0.011.f)/T¡, donde ~ es el volumen del combustor,P es la presión absoluta, y 'lj es la temperaturaenlazonacaliente, en grados Kelvin. ¿Cuál será el por ciento de cambio en la concentración de NOx cuando a) la presión del combustor se eleva de 12 a 15 atm, b) la temperatura se eleva de 1700° a 1900°K y e) se eleva la presión de 10 a 12 atm mientras que la temperatura se baja de 2000° a 1800°K, permaneciendo constantes todos los demás factores? Considerar la ecuación para la concentración de NOx en el combustor 10.13 de una turbina de gas, que se presenta en el problema 10.12. Las condiciones de operación son de 10 bar y 1750°K. Si un diseño nuevo para el combustor requiere una presión de 12 bar, estimar cuál será la temperatura máxima que se deberá usar a fin de mantener el mismo nivel anterior de NOx, y todos Jos demás factores permanecen constantes. 10.14 El combustor de una turbina de gas opera inicialmente a 8 bar y con una temperatura de 1725° K en la zona caliente. Se propone una condición de diseño de 1 77 5 °K, para dicha presión. Con base en la ecuación suministrada en el problema 10.12 para la concentración de NOx, estimar cuál será el por ciento de cambio en el volumen del combustor, que se requerirá para mantener las emisiones de NOx, al mismo nivel, si todas las demás variables de operación permanecen igual.

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Capítulo 11

Control de olores

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INTRODUCCION

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Probablemente los olores representan los problemas más complejos relacionados con la contaminación del aire. Debido a su naturaleza un poco nebulosa, se han clasificado como contaminantes sin criterio por la Agencia de Protección Ambiental. El gusto y el olfato se consideran como sentidos químicos, ya que parecen ser reacciones fisiológicas al contacto con ciertas sustancias específicas. En el caso del olfato, algunos individuos tienen la capacidad de detectar cantidades minúsculas de las sustancias -en el intervalo de 1 ppmm. Lamentablemente, la nariz del hombre es el único buen dispositivo conocido, de medición, el cual se sabe que no es confiable. Además, la gente experimenta reacciones variadas ante un olor dado. Lo que es repugnante para uno es aceptable para otro, como queda demostrado por las reacciones variadas de la gente ante los diferentes perfumes usados por hombres y mujeres. No sólo existe un notable desacuerdo acerca de lo desagradable de determinados olores, sino que, además, otros dos problemas obstaculizan los intentos de controlar los olores. En primer lugar, es más fácil detectar un olor extraño y es más probable que sea motivo de quejas, que uno ya ha conocido. En segundo lugar, debido a un fenómeno conocido como la fatiga del olor, una persona puede acostumbrarse prácticamente a cualquier olor, si se le da suficiente tiempo, y sólo se dará cuenta del mismo cuando ocurra un cambio en la intensidad. Se emplean muchos vocablos para describir los olores, el acto de "oler" y la intensidad de los olores. Por desgracia, estos vocablos y frases no están tan definidos y no son tan ampliamente 585

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CONTROL DE OLORES

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EL SENTIDO DEL OLFATO Y LAS n:ORIAS DE LOS OLORES

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aceptados como lo son los términos utilizados en otras áreas de la contaminación del aire. La ósmica es la ciencia del olfato. El vocablo osmofórico indica una sustancia olorosa. La acción física de oler constituye el olfato.

EL SENTIDO DEL OLFATO Y LAS TEORIAS DE LOS OLORES

Las aberturas olfatorias, derecha e izquierda, están situadas aproximadamente arriba de la unión de los pasajes nasales y la parte superior de la garganta. El área total de la superficie de cada cámara es de aproximadamente 1 pulgada2 en el adulto. Las células olfatorias, largas y estrechas, se localizan en la abertura olfatoria con su longitud perpendicular al plano de la cavidad nasal. El nervio olfatorio lleva el "impulso del olfato" desde la abertura olfatoria hasta el bulbo olfatorio del cerebro. Moncrieff, en la referencia ( 1 ), presenta una descripción completa del sistema olfatorio. Una revisión amplia de las teorías de los olores llevó a Moncrieff ( 1) a la conclusión de que existen tres teorías básicas de los olores, Moncrieff ha desarrollado su propia teoría, la que establece que, para que una sustancia sea olorosa, deberá ser: 1) volátil, de manera que libere moléculas en forma continua para su transporte al aparato olfatorio, 2) capaces de ser adsorbidas por la superficie sensitiva del epitelio olfatorio, y 3) que esté ausente comúnmente de la región olfatoria. "Ausente comúnmente" significa que la sustancia debe ser tal que no se encuentra ya en el epitelio olfatorio, de manera que, al llegar allí, arrastrada por el aire inspirado, produce un cambio. Solamente el cambio es el que produce sensación. Parece ser que el mecanismo del olfato funciona de la siguiente manera: l. El material oloroso es volátil y pierde continuamente moléculas en la atmósfera. 2. Algunas de estas moléculas son inspiradas por los pasajes nasales y, a pesar de que no cuentan en general con la ayuda de una aspiración, son dirigidas a los receptores olfatorios. 3. Llegan a los receptores olfatorios y se alojan en los mismos; esto es, son adsorbidos en sitios de dimensiones adecuadas de los receptores olfatorios. 4. El alojamiento está acompañado por un cambio de energía, al ser la adsorción un proceso exotérmico. 5. Este cambio de energía causa impulsos eléctricos que pasan por los nervios olfatorios hasta llegar al cerebro.

6. Los procesos en el cerebro dan por resultado la sensación del olfato. Finalmente, Moncrieff ( 1) sugiere que la percepción de los olores puede implicar varios procesos en el interior de la nariz, algunos físicos y otros químicos. Puede ser que, en el caso del olfato, el sistema vibratorio físico esté presente en el epitelio olfatorio y que los productos químicos provengan del exterior, esto es de los odorantes. Se han realizado numerosos esfuerzos para clasificar los olores y de relacionar la composición química y estructura molecular de las sustancias olorosas con sus olores. Hasta la fecha, no ha sido posible establecer ninguna relación que sea totalmente satisfactoria. Ha prevalecido el criterio de que el olor no depende de la composición química, sino de las diferencias físicas causada por la distribución de los grupos ccmpuestos. Después de realizar un extenso estudio de las sustancias olorosas, Moncrieff ( 1) llegó a la conclusión de que no existe ninguna relación simple y consistente entre los olores y la composición. Lo que sí se debe reconocer es que la dependencia de las características de los olores sobre la configuración molecular es solamente la mitad de la historia; la otra mitad se encontrará en los receptores y el cerebro del individuo que está oliendo. Moncrieff pudo completar 62 principios generales, relacionando los olores con la composición química. Se presenta aquí, con fines ilustrativos, una lista que incluye algunos de dichos principios.

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l. Los olores fuertes se encuentran a menudo acompañados por la volanlidad; además, la reactividad química y la insaturación actúan en paralelo con los olores. 2. El factor principal para de:. terminar el olor se basa en el tipo arquitectónico de la molécula. 3. En los compuestos de anillo, el número de miembros de anillo determina a menudo el olor. a) Anillos de cinco a seis miembros: olor a almendras amargas y meto!. b) Anillos de seis a nueve miembros; olores transitorios. e) Anillos de nueve a doce miembros; olor a alcanfor o a menta. d) Anillos de trece miembros; olores a madera o a cedro. e) Anillos de catorce a dieciséis miembros; olores a almizcle y a duraznos. f) Anillos de diecisiete a dieciocho miembros; olores a algalia. g) Anillos de más de dieciocho miembros; ningún olor o muy débil.

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CONTROL DE OLORES

Con frecuencia los olores tienen un valor emocional intenso, que dependen de las experiencias personales de un individuo dado. La reacción favorable de una persona a la presencia de un olor, o a la ausencia del mismo puede influir en la opinión. La configuración molecular y la fisiología de los receptores se deberán considerar juntas.

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11.3

PROPIEDADES FISICAS DE LAS SUSTANCIAS OLOROSAS

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Como en el caso de las propiedades químicas de las sustancias olorosas, se han llevado a cabo numerosos estudios a fin de determinar las relaciones entre las propiedades físicas de las sustancias olorosas y sus olores. Se ha tenido algún éxito en esta área.

Presión del vapor Si se postula que las moléculas o las partículas de las sustancias se han de poner en contacto con los sensores olfatorios a fin de poder ser olorosas, sucederá entonces que aquellas sustancias con presiones de vapor más altas suministrarán un mayor número de moléculas. Por ejemplo, el éter, el cloroformo y la gasolina poseen olores más fuertes que los líquidos menos volátiles. De modo similar, los sólidos volátiles como el alcanfor y las bolas de naftalina, tienen olores más fuertes que el vidrio. Se deberá tomar nota de algunas excepciones. Por ejemplo, la civetona y el xylol de almizcle son altamente olorosos y tienen, sin embargo, una muy baja presión de vapor -entre 10- 3 y 10- 4 mm de Hg. El agua, que tiene una presión de 17.5 mm de Hg, es inodora.

Solubilidad

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Se conoce que algunos de los materiales más altamente olorosos son solubles en el agua y en las grasas. Esto es entendible puesto que dichas sustancias son capaces de penetrar el mucus acuoso que rodea a los flagelos y luego a través de los propios flagelos grasosos. El glicol constituye una notable excepción, pues es fácilmente soluble en las grasas o el agua, pero que se considera inodoro.

Absorción infrarroja Se tiene alguna evidencia de que las sustancias olorosas absorben la radiación infrarroja. En un tiempo se atribuyó este fenómeno a la presencia de la humedad, pero se ha demostrado que las sustancias olorosas secas absorben también los rayos infrarrojos. El principio fundamental

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PROPIEDADES I'TSTC'AS DE LAS SUSTANCIAS OLOROSAS

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consiste en que, de la misma manera que las bandas de absorción en el espectro visible determinan el color, las bandas de absorción en el infrarrojo (o en el ultravioleta) podrían determinar el olor. La existencia de una banda de absorción indica que la sustancia tiene una vibración intramolecular de la misma frecuencia que la de la luz absorbida, puesto que la absorción depende de la interferencia entre las vibraciones de la molécula y las de la luz. No obstante, no existe ninguna razón evidente que explique por qué las bandas de absorción deberán ser más notables en el espectro infrarrojo que en el espectro visible o el ultravioleta. Entre las excepciones se tienen la parafina y el bisulfuro de carbono, los que no huelen pero son transparentes en la banda infrarroja.

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Irradiación ultravioleta Se prepararon soluciones de materiales olorosos como el eugenol, el safrol, etc, en glicerina o parafina o agua; se observó entonces que después de la exposición, mostraban un efecto de Tyndall; esto es, un rayo de luz ultravioleta que pasaba por la solución era dispersado por las partículas de soluto y se hacían así opalescentes. Este fenómeno depende principalmente de la temperatura de la solución; según sube la temperatura, la solución se hace más clara. Las lámparas de luz ultravioleta producen ozono en un gas cargado de oxígeno. Entonces se efectúa la deodorización ya que el ozono oxida la mayor parte de los materiales olorosos.

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Efecto de Raman Cuando la luz monocromática-por ejemplo, la luz verde de una lámpara de vapor de mercurio- es dispersada por una sustancia pura, la luz dispersada ya no es homogénea, sino que, al examinarla con un espectrómetro, se observa que consiste de luz de longitudes de onda tanto más largas como más cortas que las delaluzmonocromáticautilizada. Las diferencias en la longitud de ,onda representan el efecto o desviación de Raman. El espectro de Raman es característico de cualquier compuesto puro. Se relaciona con el espectro infrarrojo de absorción. Por ejemplo, si la luz verde de una lámpara de mercurio con una longitud de onda de 4,358 A cae sobre benceno, se refleja alguna luz de longitud de onda de 5,000 A. Se considera que el desplazamiento se debe a un efecto de resonancia, derivado de la energía de las moléculas de la sustancia dispersada. Evidentemente, esto constituye, un método para obtener información con respecto a las vibraciones moleculares. Entonces resulta obvio que el desplazamiento de Raman representa una medida de las vibraciones intramoleculares de una sustancia; como

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CONTROL DE OLORES

se supone comúnmente que los olores dependen también de las vibraciones in tramoleculares, se podría esperar la existencia de una estrecha relación entre el desplazamiento de Raman y los olores. Los mercaptanos alquílicos, R-SH, constituyen una serie homóloga con olores fuertes y desagradables, y los olores de los primeros miembros de la serie son muy similares entre sí. La comparación de los espectros Raman de los merc¡iptanos de metilo, etilo, propilo, butilo y amilo muestra que todos ellos tienen una desviación Raman de 2,567 a 2,580 cm- 1• Ningunos otros compuestos tienen esta desviación y ningunos otros compuestos tienen el olor de los mercaptanos y, supuestamente, las vibraciones moleculares del mercaptano. Las excepciones existen. La glicerina es inolora, pero tiene una presión de vapor y un poco de solubilidad en las grasas. También tiene desviaciones en su aspecto Raman a 466-2, 880-2, 955-3 y 202 cm-¡, todos los cuales debieran de tener excitación olfativa.

Adsorción

TLCNICAS DE MLDTCTON DE LOS OLORLS

591

e intensidad de los olores atmosféricos. Una posible tercera categoría sería el trazado o "rastreo" de un olor determinado, presente en la atmósfera, hasta llegar a su punto de origen. La primera categoría implica principalmente olores "puros", esto es, el olor de una sola sustancia. En la segunda categoría, los olores de diversas sustancias presentes en la atmósfera se pueden combinar para dar la impresión de un solo olor. La capacidad de discriminación puede ser extremadamente importante en esta categoría. Los cuatro atributos (2, :'.S) oxl .>Ciií.ido riel olfato, aplicables a las mediciones, se registran y definen como sigue: La intensidad representa alguna indicación, numérica o verbal, de la fuerza del olor. Un aumento gradual de la intensidad se detecta fácilmente, a pesar de que algunas personas se pueden fatigar con el olor. '!1 1.1

A tributo del olor

Definición

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El carbón activado, como el derivado del carbón de corteza de coco, adsorberá grandes cantidades de material odorífero. Tomará cuando menos la mitad de su propio peso en benceno. Adsorberá el cloroformo y las sustancias similares. Adsorbe bien el amoniaco, pero los gases como el hidrógeno, nitrógeno, oxígeno, monóxido de carbono, y dióxido de carbono, sólo los adsorbe en pequeñas cantidades. Como los gases que excitan el olfato son bien absorbidos, por lo general, por el carbón y otros agentes de superficie, es probable que la adsorción en el aparato olfatorio preceda a la sensación de olor. La adsorción de las moléculas olorosas sobre superficies sólidas puede tener lugar de tres maneras: 1) a través de la capa de humedad condensada, en general presente en todas las superficies, 2) por adsorción directa sobre la superficie sólida limpia, de la que se han eliminado la película de humedad y 3) por atracción directa de las partículas cargadas por una superficie con carga eléctrica opuesta.

11.4

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TECNICAS DE MEDICION DE LOS OLORES

La nariz humana, asistida por dispositivos escogidos o procedimientos prescritos constituye el sistema básico para evaluar los olores. En general, las determinaciones de los olores se realizan por medio de grupos formados por 2 a 15 individuos adiestrados, sometidos a determinadas concentraciones de sustancias olorosas. Las mediciones de los olores se dividen en dos categorías generales: determinación de la concentración de umbral de las sustancias olorosas y establecimiento

Intensidad Capacidad de penetración Calidad

Aceptabilidad

Magnitud de la sensación percibida Cambio por dilución de la magnitud o la aceptabilidad. Capacidad de detección. Similaridad de la sensación olorosa, naturaleza química o agrupamiento funcional. Propiedades características. Grado del agrado o desagrado de la sensación olorosa.

La capacidad de penetración, según Nader (4), se conoce a veces como la relación potencial del olor a la relación de dilución del umbral. Estas representan esencialmente medidas de la capacidad de un olor de penetrar en un gran volumen de aire de dilución y seguir poseyendo una intensidad detectable. Un olor penetrante, como el que podría ser el resultado de mercaptanos, y proteínas descompuestas tendrán la tendencia a esparcirse en todas las direcciones sobre una comunidad. La calidad describe las características de los olmes en términos de la asociación con un odorante conocido, como el café o las cebollas, o asociando, por analogía, un olor conocido con un odorante desconocido. La aceptabilidad -el grado de agrado o desagrado de la sensación producida por el olor- depende en sumo grado de las experiencias de las personas que efectúan la evaluación del olor. La asociación con determinados acontecimientos puede dar por resultado que el olor se considera como agradable o desagradable.

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CONTROL DE OLORES

592

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Con la excepción de la calidad del olor, los atributos anteriores se evalúan haciendo referencia a escalas subjetivas con un número variable de puntos. Una escala de uso común tiene cinco puntos:

TECNICAS DE MEDICTON DE LOS OLORES

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No hay percepción Percepción muy 'débil Percepción débil Fácil percepción Fuerte Percepción irresistible

Concentración, partes por millón

Figura 11.1 Los resultados de varias pruebas de la intensidad del olor.

1

Se han empleado también escalas de nueve y cuatro puntos. La capacidad de reproducibilidad de las valoraciones de los olores disminuye rápidamente si se utiliza un escala con más de diez puntos. Se recordará de la sección 11.3 que varias propiedades químicas y físicas de los odorantes intervienen en el proceso olfatorio. A continuación se resumen las correlaciones entre las propiedades del olor y el odorante (3):

Intensidad

Capacidad de penetración Calidad

Concentración Volatilidad Solubilidad en grasas o en agua Concentración Naturaleza química Forma y tamaño molecular Espectro infrarrojo o Raman Naturaleza química o agrupamiento funcional

Aceptabilidad

La relación generalmente aceptada entre la intensidad del olor y la concentración del contaminante oloroso, según se ilustra en la figura 11.1, está dada por la ecuación de Weber- Fechner:

:l

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P

= KlogS

(11.1)

H

¡ /'

donde Pes la magnitud de la reacción sensorial, o intensidad del olor; K es una constante; y S es la magnitud del estímulo, o la concentración del olor. Se ha observado que los valores de K varían de 0.3 a 0.5 (5 ).

Una ecuación similar, conocida como la ley de la fuerza psicofísica está dada por la relación

P = K 2 S"

(11.2)

donde K 2 y n son constantes específicas a cada odorante y se determinan experimentalmente (6). El valor den varía por lo general entre 0.15y0.8. Por medio del atributo sensorial de la capacidad de penetración se elimina hábilmente el problema de medir odorantes de una manera similar al sistema olfatorio humano y a concentraciones que puedan ser detectadas por éste. Todas estas mediciones implican la determinación del número de diluciones de una muestra de un gas oloroso, requeridas para volverlo inodoro. Entonces, el umbral del olor se expresa no en términos de la concentración del odorante, sino más bien en unidades subjetivas, tales como "umbral", "unidades de olor", o "dilución". Por tanto, la fuerza relativa del olor se determina de manera tal que los olores más fuertes requieran un mayor número de diluciones con aire libre de olores a fin de llevar el gas oloroso al umbral de detección de los olores. El método de dilución con jeringa, adoptado en el Procedimiento 1391-5 7 ha recibido atención considerable. Una muestra del gas cuyo olor se ha de medir, se diluye con aire ccrente de olor hasta que se alcanza una dilución en la que se puede apenas percibir el olor. La relación entre el volumen total de esta mezcla diluida (volumen original de la muestra más el volumen del aire diluyente) y el volumen de la muestra original representa una medida de la concentración del olor en la muestra original. La muestra diluida del gas se puede inyectar directamente en las ventanillas de la nariz utilizando una jeringa fabricada con este fin. Otro método actualmente en boga, conocido como el Scentometer (Medidor de olores), permite efectuar la evaluación de los olores directamente en el campo. Este instrumento tiene el in-

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594

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CONTROL DE OLORES

tervalo más amplio de dilución (hasta 128) de todos los instrumentos de solución de vapores, diseñados para usar en el campo. La unidad consiste de dos tubos telescópicos metálicos. Los agujeros en el tubo inferior se cierran o abren ajustando la posición relativa de los dos tubos, con lo que se varían las relaciones entre el aire contaminado y el aire puro. . La presentación y control de los estímulos y los cambios en el estado del odorante en la colección y transporte de las muestras constituyen dos errores principales en las mediciones del umbral. Estos errores se introducen por la adsorción sobre los equipos colectores y los efectos de temperatura y condensación sobre los odorantes. Las evaluaciones de muestras con un contenido de humedad alto o con un punto de rocío elevado resultan ser especialmente poco confiables debido a los efectos de temperatura y condensación. Los errores se introducen debido a que a veces es difícil alcanzar la iteración de las reacciones. Los dispositivos portátiles, como los ya descritos, están limitados en su intervalo de dilución (hasta 128) y están seriamente obstaculizados debido a que se utiliza un solo sensor (observador). Como fundamento de todos los métodos de determinación del umbral se tiene la suposición de que cualquier odorante en la atmósfera que produce una sensación positiva de olor, es indeseable. Parece ser que el pronóstico del control de malos olores es la eliminación de odorantes que producen una reacción indeseable al olor, y no cualquier reacción. Por tanto, será mejor dirigir las mediciones de umbral a la determinación del umbral molesto, y no el umbral de intensidad. Esto se puede hacer exactamente con los mismos dispositivos ya descritos, pero utilizando una escala de condiciones molestas más bien que una escala de intensidad. La medición del umbral superior, como se la llama, es sencillamente la aplicación directa de las escalas de dilución, ya descritas, a las concentraciones de odorantes obviamente por encima del umbral sensorial. Un posible medio para convertir los instrumentos o métodos analíticos normales en dispositivos para medición de olores, es usar las técnicas del intervalo del umbral superior a fin de determinar el valor apropiado. de K en la ecuación de Weber- Fechner. De este modo, se evita el problema de la relativa insensibilidad de los métodos analíticos, comparados con el sentido del olfato en el hombre, al evaluar la intensidad el olor de la sustancia odorante dentro del intervalo analítico. Por supuesto que esto sólo se podrá hacer con emisiones del odorante que tengan una composición consistente y para las cuales se pudiera correlacionar una propiedad fisicoquímica con los atributos subjetivos de los olores. Parece ser que las emisiones procedentes de muchos procesos industriales cumplen estos requisitos. Si es posible determinar valores de K para varios efluentes malolientes, se podrán

VALORES DE UMBRAL DE LOS OLORES

595

utilizar instrumentos analíticos para medir directamente la intensidad del olor y establecer el grado de control requerido. Estas mediciones se pueden realizar en el campo, y así se evita la necesidad de transportar muestras y no hay que tener en cuenta la fatiga y adaptación del sentido olfatorio del hombre. La Arthur D. Little, Inc. diseñó un instrumento para medir la intensidad del olor en el escape de un motor diese! (7). Se empleó un grupo de individuos para la determinación de olores, a fin de averiguar cuáles son las especies químicas presentes en el escape del diese! y que contribuyen al olor característico a aceite quemado. Después de haber identificado dichas especies, se determinaron los valores de las constantes por medio de una ecuación similar a la de Weber-Fechner, que relacionaba la intensidad del olor con la concentración química de la especie olorosa. El instrumento mide la concentración de los hidrocarburos que son responsables del olor en el escape del diese!, y por medio de la ecuación de intensidad contra concentración, relaciona la concentración medida en una escala de concentración de lectura directa.

11.5

VALORES DE UMBRAL DE LOS OLORES

Como ya se mencionó, la concentración de las sustancias olorosas que puede detectar el hombre por la nariz varía en algunos órdenes de magnitud. En la tabla 11.1 se presentan ejemplos de concentradoTabla 11.1 Umbrales de olor en el aire

Producto químico Acido acético Acetona Monometil amina Trimetil amina Amoniaco Bisulfuro de carbono Cloro, gas Sulfuro de difenilo Formaldehído Acido sulfhídrico Metanol Cloruro de metileno Fenol

Umbral del olor (ppm) 1.0 100.0 0.021 0.0021 46.8 0.21 0.314 0.0047 1.0 0.00047 100. 214. 0.047

Descripción del olor Agrio Químicamente dulce Olor a pescado, acre Olor a pescado, acre Acre Sulfuro vegetal Blanqueador, acre A goma quemada A heno o paja A huevos podridos Dulce Medicinal

FUENTE: G. Leonardos, D. Kendall, y N. Bernard. "Odor Threshold Deterrnination of 53 Odorant Chemicals." /. Air Pollu. Control Assoc. 19, No. 2 (1969): 91-95.

596

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CONTROL DE OLORES

Tabla 11.2 Umbrales de olor para algunos compuestos nitrogenados

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Compuesto Trimetil amina Nitro benceno Piridina Anilina Amoniaco Dietil formamida

Concentración (ppm) 0.00021 0.0047 0.021 1.0 46.8 100.0

FUENTE: G. Leo nardos, D. Kendall, y N. Bernad. "Odor Thresholds Detenninations of 53 Odorant Chemicals," f. A ir Pollu. Control Assoc. 19, No 2 (1969): 91-95.

Ejemplo 11.1 Supóngase que se descarga bisulfuro de carbono en forma gaseosa desde una chimenea de 3 O m de altura. La tasa de descarga es de 400 libras de CS 2 por hora. Se desea saber si en un día despejado del mes de junio y con una velocidad del viento de 1 O millas/hora, será posible detectar el olor en una región poblada localizada a una distancia de 1,000 m viento abajo de la chimenea. Solución Se utilizará la ecuación de dispersión,

-H2)

e = -Q- e ( - nes de umbral de los olores. En la tabla 11.2 se presenta una indicación del intervalo de concentraciones de umbral de los olores para especies similares (8). Hellman y Small (9) han publicado una lista más extensa de las concentraciones de umbral de 100 productos petroquímicos, utilizando métodos sensoriales. Es posible darse cuenta de la magnitud del problema del control de los olores cuando se compara la detección de la acetona contra el ácido sulfhídrico. En el caso de la acetona, no se podría detectar una concentración de 80 ppm, ya que su valor de umbral es de 100 ppm. Sin embargo, una concentración de 0.0008 ppm de H 2 S (cinco órdenes de magnitud menos que el de la acetona) consituiría un posible problema de olores, debido a que el valor de umbral para el H 2 S es de sólo 0.0004 7 ppm. Por tanto, un valor de 0.0008 ppm para el H 2 S se detecta con facilidad.

11.6

APLICACIONES DE LAS MEDICIONES DE LOS OLORES

7Tua,pz xp 2az 2

(4.13)

deducida en el capítulo 4, y donde u es la velocidad del viento, Q es la tasa de emisión, Hes la altura de la chimenea y ay y Oz son las desviaciones normales de dispersión. En este caso en particular, u = 1 O milla/hora= 4.4 7 m/s

Q = 400 lbfh = 50.4

X

10 6 ¡.tg/s

H =30m

y, de las figuras 4.6 y 4. 7, a'l

=

(Jz

= 120m

160m

Sustituyendo estos valores en la ecuación (4.13),

6

e_ El diseño de los sistemas de control de los olores se deberá basar parcialmente en los valores de umbral de los olores. Si las sustancias olorosas no se pueden eliminar totalmente de un gas de escape, por medio de la incineración u otras técnicas, entonces será necesario dispersar el contaminante en la atmósfera. La dispersión debe ser suficientemente eficaz para asegurarse que no se sobrepasan los valores de umbral a nivel del terreno para cualquier posición a favor del viento, medida desde la chimenea; en un lugar donde las personas podrían vivir, trabajar o jugar normalmente. El ejemplo 11.1 presenta un cálculo típico de dispersión para un material oloroso.

597

APLICAClON DE LAS MEDICIONES DE LOS OLORES

50.4x 10 - 3.14(4.47)(160)(120) exp

[

1( 120 30 )2]

-2

180 ¡.tg/m3

Se puede utilizar ahora la ecuación ( 1.1) para determinar la concentración en partes por millón. Puesto que el proceso molecular del bisulfuro de carbono es de 76 g/g•mol,

e=

180(24.5) 76(10 3 )

=

0.058 ppm

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!

598

CONTROL DE OLORES

diferente, 1 pie 3 de vapor de m etanol contaminaría 10,000 pie 3 de aire puro hasta el nivel de umbral. Por tanto, 1 pie 3 de vapor de metano! pu3 ro equivale a 10,000 unidades de olor. De igual manera, 1 pie de CS 2 3 3 puro puede contaminar 1/(0.00000021) pie ó 4,750,000 pie de aire puro y equivale en consecuencia a 4, 7 50,000 unidades de olor. La tasa de descarga de una sustancia olorosa expresada en unidades de olor se puede emplear en los cálculos de dispersión de los olores. Por ejemplo, el gasto volumétrico de descarga del bisulfuro de carbono en el ejemplo anterior es de

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400 lb/h 76 lb/lb•mol

3 79 pie 3 lb•mol

= 2,000 pie 3 fh

Como 1 pie 3 de CS 2 equivale a 4, 750,000 unidades de olor, la tasa de emisión de las unidades de olor del bisulfuro de carbono es sencillamente igual a 2,000 X 4,750,000 = 9.5 X 10 9 unidades de olor por hora o 2.64 X 10 6 unidades de olorfs. La sustitución de este valor en lugar del gasto de descarga Q, en la ecuación de difusión utilizada anteriormente da una concentración a 1,000 m igual a

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u

0.001

o

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500

1000

1500

2000

2500

3000

e-

Distancia a favor del viento, metros

Figura 11.2 Concentración calculada del CS 2 , viento abajo.

La concentración calculada de 0.058 ppm es mucho menor que el valor de umbral de 0.21 ppm. Por lo tanto, no se deberá detectar ninguna traza de olor a bisulfuro de carbono en la atmósfera, a 1,000 m viento abajo. La figura 11.2 presenta las concentraciones calculadas de bisulfuro de carbono como función de la distancia a favor del viento y a lo lar· go de la línea central, para las condiciones del ejemplo anterior. Nótese que no se deberá detectar olor alguno de cs2 a una distancia mayor de aproximadamente 500 m. A menudo es conveniente en los problemas de control de los olores, expresar la cantidad o concentración de la sustancia olorosa en términos de unidades de olor. Una unidad de olor será la cantidad necesaria de sustancia olorosa necesaria para contaminar 1 pie 3 de aire puro hasta la reacción media de detección del umbral de olor, en el caso de las personas. Por ejemplo, se requeriría (1/0.00000021} pie 3 de cs2 para contaminar 1 pie 3 de aire puro hasta el nivel de umbral de olor de 0.21 ppm. En el caso del metano! que tiene una concentración en el umbral de olor de 100 ppm, una unidad de olor sería igual a ( 1/1 0,000) pie 3 de vapor de metano!, puesto que dicha cantidad contaminaría 1 pie 3 de aire hasta el umbral de olor. Expresado de manera

2.64 X 1 0 6 _ . . •. . 3 _ 3.14(4.47) (160) (120) -9.6 umdadesdeo~or/m -0.28umdades de olor jp1e 3

Puesto que un umbral de olor de 0.21 ppm es, por definición, igual a 3 1 unidad de olorfpie 3 , un valor de 0.28 unidades de olor/pie no será posible detectarlo. Se puede concluir del ejemplo anterior que sería posible emplear el fenómeno de dilucii'>n o dispersión a fin de establecer reglamentos que controlen la contaminación de las emisiones permisibles para sustancias químicamente identificables ( 10). Se podría utilizar ya sea la ecuación de dispersión previamente tratada o algún método analítico igualmente apropiado para calcular la concentración. Fcldstein y colaboradores (10) emplearon una distribución logarítmica normal y observaron datos de desviación normal para el so2 en el área de la bahía de San Francisco a fin de obtener una concentración permisible de emisiones de 1 OO veces el umbral de olor para la altura de chimeneas típicas. Por tanto, en el caso del fenol que tiene una concentración en el umbral de olor de 0.04 7 ppm, la concentración permisible de emisiones sería de 4. 7 ó 5 ppm.

11.7

METODOS PARA EL CONTROL DE LOS OLORES

Existen dos métodos generales para control de olores 1) reducir la concentración de manera que el olor sea menos intenso y, por lo tan-

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1

CONTROL DE OLORES

600

to, menos molesto; y 2) cambiar o enmascarar la calidad del odorante de manera que el olor sea más agradable y aceptable para la población. En el primer enfoque, se alcanza el control del olor reduciendo la fuente del mismo diluyendo el olor con una mayor dilución; eliminando el olor de una corriente gaseosa por adsorción, absorción u oxidación o convirtiendo químicamente el producto oloroso en otro que lo fuera menos. En el segundo enfoque, se trata de ocultar el olor original introduciendo otro olor más poderoso que tenga un aroma agradable o modificando el olor original. 11.7 .A

Ventilación

El confinamiento del aire cargado de olor por medio de una campana y sistemas de duetos de tiro forzado de aire continúa siendo todavía el método de empleo más común para control de olores. La descarga de este aire cargado de olores por medio de una chimenea lo suficientemente alta para permitir que tenga lugar la dispersión atmosférica natural es el método más simple de diseminación de los olores. Cuando se han de dispersar los olores desde una fuente elevada, como, por ejemplo, una chimenea, se puede calcular la concentración a nivel del terreno como funciones de la geometría de la chimenea, caneen tración del odorante en la corriente del gas emitido, y las condiciones meteorológicas, igual que en el tratamiento por difusión de otros contaminantes del aire. En la sección 11.6 se presenta un ejemplo del procedimiento por seguir. Se debe hacer notar que tales procedimientos suministran pronósticos de concentración promedio durante un período específico. En el caso de malos olores, puede ser que hasta las concentraciones bajas pueden ser molestas para algunas personas. Además, Turk ( 11) indica que los odorantes no siempre se dispersarán en la atmósfera como materia gaseosa. En su lugar, la materia olorosa puede ser absorbida sobre partículas y llegar, por tanto, a la nariz del sujeto en una forma diferente de la que hubiera estado expuesto si la sustancia olorosa hubiera estado totalmente en estado gaseoso. En apoyo de su argumento, Turk ( 12) cita evidencia que muestra que la remoción de partículas del escape del motor diesel por precipitación térmica produce una notable reducción en la intensidad del olor. Si la naturaleza del olor es tal que la dispersión en la atmósfera no constituye un método satisfactorio de control entonces será necesario examinar otros métodos. 11.7 .B

Adsorción

La adsorción con carbón activado se puede aplicar para deodorizar 1) una corriente de gas antes de descargarla a la atmósfera, 2) el aire

METODOS PARA J·:L CONTROL 01-: LOS OLORFS

601

oloroso de la atmósfera exterior antes de utilizarlo en un edificio, o 3) someter la atmósfera interior a recirculación. Se utilizan velocidades convencionales de superficie de 3 7 5 a 5 00 pies/min y el espesor de los lechos puede variar de 1 a 3 pulgadas (en los lechos delgados) y de 1 a 3 pies (en los lechos gruesos). Se deberá tener cuidado de comprobar si no existen sustancias inodoras, que el carbón activado absorbe con facilidad, junto con la corriente de gas oloroso. Estas sustancias inodoras pueden saturar el lecho de carbón activado, reduciendo o impidiendo el funcionamiento del lecho como un dispositivo de control de olores. El ejemplo 11.2 ilustra la aplicación de una ecuación basada en un modelo simplificado de adsorción para la determinación de la vida máxima del filtro de adsorción. (Véase, además, el comentario general en la sección 6.3 ). Ejemplo 11.2 Un elemento filtrante de carbón, con dimensiones de 24 X 24 X 8 3/4 pulgadas, y que contiene 45 libras de pelotitas de carbón activado, se ha de utilizar a fin de eliminar vapores de metanol de una corriente de aire con un gasto de 3,000 pies cúbicos(s)/min y una concentración de vapor de 300 ppm. Se desea obtener una estimación de la vida del filtro, con base en que el carbón es capaz de adsorber hasta el 50 por ciento de su peso inicial, en vapores de metano, con una eficiencia del filtro de 90 por ciento. El gasto máximo de gas para el elemento filtrante especificado es de 1,000 pies cúbicos (s)fmin. Solución A falta de información específica, se supone una onda vertical de adsorción (véase sección 6.3) y utilícese la ecuación simplificada propuesta por Turk y que tiene la forma siguiente

ws t = EQC

donde S es la máxima saturación proporcional del adsorbente (una fracción); W es el peso del adsorbente; E es la eficiencia del filtro (una fracción cercana a la unidad); Q es el gasto del gas; y C es la concentración del material oloroso. Como la capacidad evaluada del elemento filtrante es de 1,000 pies cúbicos (s)/min, que es mayor que el gasto requerido, sólo se utilizarú un filtro en el c'dculo preliminar. Los valores de las variables in-

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CONTROL DF OLORES

602

MI·:TODOS PARA EL CONTROL DE LOS OLORES

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dependientes de la ecuación de Turk, expresadas en un conjunto coherente de unidades, son: 3

) 300(32)(103) = 392 X 103 p.g/m3 24.5 24.5 3 3 392 X 10- g/m w = 45 lb = 20,400 g S= 0.5 Q = 300 pie 3 /min X 0.0283 m 3 /pie 3 = 8.49 m 3 fmin

(ppm)(masa molar)(l0

e= =

E = 0.90 (90 por ciento)

Sustituyendo los valores anteriores en la ecuación de Turk, se obtiene

t = :Ji

0.5(20,400) g 0.9 (8.49 m3jmin)[ (392 x 10 -3 g)/m3] = 3400 min (o 56.7 h)

Este resultado representa el tiempo máximo que se podrá utilizar sin que el vapor llegue a pasar a través del elemento, sin que quede sin adsorber. Para considerar una onda de adsorción que no sea vertical, un diseño más conservador requeriría el uso de dos filtros en serie, o una reducción en el tiempo de operación. 11.7 .C

Absorción

Se pueden emplear purificadores o lavadores del aire, cuando el odorante sea 1) soluble en el líquido depurador, 2) condensable a la temperatura del líquido depurador, que podría ser agua, 3) capaz de fijarse a las partículas presentes en el depurador. Se dispone de numerosos tipos de depuradores que empleen un intervalo amplio de líquidos ( 13 ), dependiendo la sección del líquido que se quiera eliminar. Se utiliza mucha agua pura o agua con adición de reactivos químicos, debido a su bajo costo. En las secciones 6.5 hasta 6. 7, inclusive, se presentan comentarios adicionales correspondientes a la absorción. 11.7 .D

Oxidación por flama

Como ya se hizo notar, se ha observado que la incineración por flama directa a temperaturas entre l, 100° y l ,500°F ( 850° a 1,1 00°K) es efectiva para eliminar olores de las corrientes de gas. En la mayoría de los casos, se elige como combustible al gas natural, puesto que los productos principales de la combustión son C0 2 y vapor de agua. Se

debe tener cuidado de que no ocurra oxidación parcial, ya que esto podría aumentar el olor, como se ejemplifica en la conversión de alcoholes al ácido carboxílico, que tiene un olor muy fuerte. Además del gas natural, se pueden utilizar como combustibles el propano y el petróleo de bajo contenido de azufre. Siempre que sea posible se puede utilizar sistemas de recuperación de calor, a fin de conservar el combustible. La sección 6.12 incluye un comentario adicional de la oxidación por flama. 11.7 .E

Oxidación catalítica

Se puede emplear la incineración catalítica para eliminar los olores por oxidación. La temperatura requerida varía entre 500° y 800°F, más baja que la requerida para la incineración por flama. Además, el equipo necesario es más simple por naturaleza. Por desgracia, se puede reducir la vida del catalizador por 1) envenenamiento, 2) obstrucción de la superficie catalítica por depósitos carbonáceos, o 3) pérdida de la superficie catalítica debido a la abrasión por las partículas sólidas, presentes en la corriente gaseosa. (Véase también la sección 6.12 .C.) 11.7.F

Oxidación química

Se puede realizar la conversión química de las sustancias olorosas por medio de agentes oxidantes, tales como el ozono, los permanganatos, hipocloritos, cloro, y dióxido de cloro (14). Por lo general, el ozono convierte la materia orgánica en aldehídos, cetonas y ácidos, por medio de la degradación oxidante. El ozono se deberá utilizar en un espacio restringido y sin ocupar. Se ha observado que las soluciones de permanganato de potasio deodorizan compuestos de azufre, aminas, fenoles, y compuestos no saturados como el estireno y la acroleína. A continuación se muestra un ejemplo de reducción de los olores por medio de oxidación química CH 3 SH

+ oxidante

~

S02 + C02

+ H 20

El umbral del olor del CH 3 SH es sólo de 1 ppmm y se detecta con facilidad. De los tres productos de oxidación, dos de ellos (C0 2 y H 2 O) son inodoros, y el so2 tiene un umbral de olor de 1 ppm que es tres órdenes de magnitud mayor que el del CH 3 SH. Por tanto, la posibilidad de detección se reduce notablemente. 11.7 .G

N eu tralizaeión y enmascaramiento

Se pueden con !rolar los olores desagradables si se modifica su calidad por medio de una mezcla con olores más agradables sin efectuar ningún

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1

CONTROL DE OLORES

604

BlBLIOGRArTA

605

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cambio químico en los odorantes originales mismos. No hay más que recordar el número de "desodorantes" -perfumes, lociones, cremas, etc.- disponibles hoy en día, para observar el uso generalizado de tales sustancias para controlar los olores del cuerpo. Se dice que los antiguos romanos, los egipcios, y otros pueblos practicaban el control de la contaminación del aire cuando empleaban grandes cantidades de perfumes en sus hogares y lugares de culto. Las observaciones demuestran que cuando se mezclan dos sustancias olorosas de concentraciones dadas según determinada relación, el olor que resulta de la mezcla puede que sea mucho menos intenso que el de los componentes separados. Este fenómeno se conoce como modificación de los olores. Existen muchos modificadores industriales de olores. Se deberá tener cuidado y asegurarse que la sustancia olorosa que se quiere enmascarar no sea un riesgo para la salud a ninguna concentración. Son varias las compañías que suministran servicios de consulta en esta área (15).

11.2

11.3

11.4

11.5

PREGUNTAS l. ¿Por qué es necesario utilizar frases descriptivas al definir los olores? 2. ¿Por qué es difícil establecer niveles o concentraciones de olores desagradables que se pueden usar como normas de calidad del aire, de la misma manera que se establecen normas para los contaminantes del aire como, por ejemplo, el CO? 3. Explicar la dificultad que se presenta al tratar de obtener una relación satisfactoria entre alguna característica física o química de una molécula y el olor de la sustancia. 4. ¿cómo se determina la intensidad de los olores? ¿Qué escala se utiliza? 5. ¿Qué es la fatiga al olor? ¿Qué importancia tiene? 6. Realizar un experimento en el que tres personas tratan de describir a otras el olor de una sustancia que no han experimentado. 7. ¿cuál será el intervalo de sensibilidad de una nariz típica ante la intensidad del olor? 8. ¿cuáles son los sistemas generables disponibles para controlar olores? 9. Se ha afirmado que el uso de chimeneas altas a fin de reducir la concentración de dióxido de azufre a nivel del terreno, no es necesario, puesto que la cantidad de dióxido de azufre emitido a la atmósfera no ha sido reducida. ¿se podrá aplicar el mismo argumento al uso de chimeneas para controlar olores?

PRORT.F.MAS 11.1 Los vapores de fenol que forman parte de una corriente de gas residual se descargan a 5 .O kg fh desde una chimenea con una altura efectiva de 40 m. La velocidad del viento en la parte superior de la chimenea es

11.6

11.7

11.8

de 5 mfs, y la atmósfera está en una condición de estabilidad clase C. Determínese si una persona normal podrá detectar los vapores de fenol C 6 H 5 OH en cualquier lugar a nivel del suelo y viento abajo. Considerar los datos del problema 11.1. ¿Qué tasa de emisión de fenol, en kilogramos por hora, es permisible de manera tal que la detección por las personas sea apenas posible, y a qué distancia ocurrirá esto expresada en kilómetros? Considerar los datos del problema 11.1, pero utilícese una altura efectiva de la chimenea de a) 25 m y b) 15 m. Como promedio, ¿a cuántos kilómetros a nivel del suelo, y viento abajo, se podrá detectar el gas si la tasa de descarga es ahora de 20.4 kg/h? Una corriente de gases residuales que contiene formaldehído es descargada de una chimenea con una altura efectiva de 30 m. La tasa de descarga del formaldehído (CH 2 O) es de 240 kg/h y la velocidad del viento en lo alto de la chimenea es de 6 m/s. Para una condición de estabilidad clase D, determínese si será posible detectar el formaldehído en cualquier lugar, a nivel del suelo y viento abajo? Considerar los datos del problema 11.4. ¿cuál será la tasa de emisión de formaldehído, en kilogramos por hora, que haga escasamente posible la detección del olor por las personas, y a qué distancia en kilómetros ocurriría esto? Considerar los datos del problema 11.4. Como promedio, ¿a cuántos kilómetros viento abajo y a nivel del suelo, podrán las personas detectar el gas? Refiriéndose al problema 11.1, ¿cuál será la tasa de emisión del fenol en unidades de olor por segundo? Supóngase que el volumen específico del contaminante es de 24.4 m 3 /kg•mol. Refiriéndose al problema 1.4, ¿cuál será la tasa de emisión del formaldehído en unidades de olor por segundo? Supóngase que la temperatura atmosférica del contaminante es de 20 °C a 1a presión de 1 bar.

BIBLIOGRAFIA l. R. W. Moncrieff. The Chemical Senses. Londres: Leonard Hill Book Company, 1967. 2. G. Leonardos. "A Critica! Review of Regulations for the Control of Odors." {. Air Pollu. Control Assoc. 24 (1974): 456. 3. R. A. Duffee: 'Appraisal ofOdor Measurement Techniques." J. A ir Pollu. Control Assoc. 18 (1968): 472-474. 4. J. S. Nader. "Current Techniques ofOdorMeasurement." AMA Archives of Ind. Health 17,No. 5 (1958). 5. H. Henning. Der Geruch. Leipzig, 1916. 6. ].]. Franz. Report on Proposed Odor Terminology. TT-4 Odor Committee, Air Pollution Control Association, marzo, 1977. 7. P. L. Levins y colaboradores. "Chemical Analysis of Diesel Exhaust Odor Species." Trans. Soc. Automotive Engineers,No. 730216,1974.

606

:¡!¡¡

CONTROL DE OLORES

11\1

8. G. Leonardos, D. Kendall, y N. Barnard. "Odor Thereshold Determinations of 53 Odorant Chemicals." J. A ir Pollu. Control Assoc. 19, No. 2 (1969): 91-95. 9. T. M. Hellman y F. H. Small. "Characterization of the Odor Properties of 101 Petrochemicals Using Sensory Methods." f. Air Pollu. Control Assoc. 24,No. 10 (octubre 1974): 979-982. 10. M. Feldstein, D. A. Levaggi, y R. Thuillier. "Odor Regulation by Emission Limitation." Paper 73-273, Anual Meeting, Air Pollution Control Association, junio, 1973. 11. A. Turk. "Measuring and Controlling Odors." Heating, Piping, and Air Conditioning 40 (1968); 207-210. 12. A. Turk. "Industrial Odor Control and lts Problems." Chem. Engr. 73 (1966): 70-78. 13. B. N. Murthy. "Odor Control by Wet Scrubbing, Selection of Aqueous Reagents." Paper 73-275, Annual Meeting, Air Pollution Control Assocation, junio, 1973. 14. D. A. Lundgren, L. W. Reese, y L. D. Lehman. "Odor Control by Chemica) Oxidation-Cost, Efficiency, and Bases of Selection." Paper 72-116, Annual Meeting, Air Pollution Control Association,junio, 1972. 15. O. B. Lauren. "Odor Modification Concepts and Applications." 12th Annual Purdue Air Quality Conference, noviembre, 197 3.

Apéndice A

Instrumentación

A.l

INTRODUCCION

La determinación de la cantidad de un contaminante del aire, presente en una corriente de gases de escape, o en el ambiente atmosférico, requiere mucho cuidado y el uso de una instrumentación sensible puesto que, en cualesquiera de los casos, la concentración del contaminan te que interesa, es pequeña. Debido a la similitud de los requisitos básicos para obtener un muestreo preciso de los gases y de los tipos empleados de instrumentación, ambas áreas se tratarán juntas. No obstante, se debe hacer notar que, mientras que la concentración de las especies que interesan en el ambiente atmosférico podrá ser de pocas partes por millón o billón, la concentración en la corriente de gases de escape puede representar cierto porcentaje.

A.2

TREN DE MUESTREO

La determinación de los componentes del flujo de una corriente gaseosa no podrá tener mayor exactitud que la que le proporcione el grado hasta el cual la muestra tomada sea representativa del flujo de gas. Para que los resultados tengan sentido, la muestra deberá representar la concentración y composición variables de la corriente real de gas. Cuando estén implicados grandes chimeneas o duetos de gas, una muestra representativa del gas requerirá que se efectúen muestreos transversales al paso del gas. 607

~

ANALISIS DE PARTICULAS

608

609

JNSTRUMENTACION

Los dispositivos y procedimientos de muestreo deberán satisfacer los siguientes requisitos generales: l. Todos los componentes del tren de muestreo deberán ser químicamente inertes con respecto a los gases que se muestrean. Puede que este requerimiento resulte difícil de cumplir, puesto que el acero inoxidable y algunos plásticos pueden producir ciertas reacciones químicas entre los contaminantes del aire. Se debe tener cuidado e impedir la absorción de los contaminantes sobre las superficies del tren de muestreo. 2. La temperatura en la sonda de muestreo y las líneas de gas deberá mantenerse por encima del punto de rocío de los vapores condensables presente,s en la muestra de gas. Además, algunas instalaciones requieren que la temperatura de la sonda y la línea esté por encima o por debajo de las temperaturas específicas de las reacciones químicas, a fin de evitar cambios indeseables en la composición química de la muestra de gas. 3. Será preciso conocer el gasto total volumétrico de la corriente gaseosa que se muestrea. También se deberá conocer el gasto volumétrico de la corriente de muestra del gas. 4. La muestra se deberá obtener isocinéticamente. Esto es, la velocidad del gas que entra a la sonda de muestreo tiene que tener la misma magnitud y dirección que el gas en la corriente principal. 5. La cantidad de gas colectado deberá ser suficiente para satisfacer los requisitos de los métodos o dispositivos utilizados en el análisis de la r.mestra. 6. La localización de la estación de muestreo deberá estar en una sección recta del dueto o chimenea y cuando menos a una distancia de 15 diámetros de la tubería, en la dirección de la corriente, de una curva u obstrucción. No deberán haber ni curvas ni obstrucciones cuando menos a 10 diámetros de tubería en la dirección de la corriente, desde la estación de muestreo. 7. Al tomar muestras del ambiente atmosférico, el período de muestreo deberá ser lo suficientemente largo a fin de poder satisfacer el tiempo requerido por el método analítico seleccionado. 8. Es necesario medir la temperatura y presión manométrica de la muestra de la corriente gaseosa, de manera que se pueda calcular el volumen de gas en condiciones normales.

Los diversos procedimientos y dispositivos disponibles para el análisis de la mezcla de gas, una vez obtenida, se tratarán en las secciones siguientes. Los detalles específicos de los instrumentos indivi-

duales se pueden obtener de los fabricantes del equipo, o se podrán encontrar en las referencias que se encuentran en publicaciones adecuadas (1, 2). A.3

ANALISIS DE PARTICULAS

La mayor parte de los dispositivos empleados en el muestreo de los contaminantes de partículas en el aire, son meramente colectores. El análisis de partículas y la determinación de su cantidad se deberán efectuar por separado. Como las partículas se pueden encontrar en las fases tanto sólidas como líquidas, puede que se requieran diversos tipos de colectores. En muchos casos, los diferentes colectores podrán ser utilizados en serie. Se deberá tener cuidado e impedir la acumulación de partículas sobre las paredes de la sonda de muestreo y el tubo de conexión. Se deberá también hacer notar que si los colectores de partículas preceden a los muestreadores de gas, puede ocurrir que los gases que se desee aislar puedan ser absorbidos o experimentar una reacción química sobre las superficies de las partículas acumuladas. Se debe evitar esta situación indeseable. La figura A.1 ilustra un tren de muestreo para partículas. Los mecanismos básicos empleados en la operación de estos colectores son del mismo tipo que los usados en grandes dispositivos de control de las partículas; por esta razón, estos colectores se pueden considerar como colectores en miniatura. Quizá el filtro constituye el colector de uso más generalizado. Se dispone de gran variedad de elementos filtrantes básicos: discos de papel, papel plegado, algodón, bolsas de lana o asbesto, fibras de vidrio o de lana, rejillas de alambre, etc. Pequeñas torres empacadas húmedas, simples dispositivos de burbujeo, y lavadores venturi, se utilizan como colectores de depuración o lavado. También se dispone de precipitadoies eléctricos y pequeños separadores ciclónicos. Se usan mucho los impactadores. En estos dispositivos (figura A.2), el gas contaminado fluye a través de un pequeño orificio y choca contra la platina de un microscopio o sobre la superficie de un líquido. Cierta cantidad de partículas se acumula en la superficie. En la mayoría de los casos, se distribuye una serie de orificios y superficies colectoras, de modo tal que el tamaño del orificio se reduce progresivamente. Así, se recogen partículas cada vez menores, y en cada platina de microscopio se acumula un intervalo limitado de tamaños de partículas. Se reporta que cuando se utilizan velocidades sónicas, se acumulan partículas de tamaños tan pequeños como de 0.1 J,J.m, por medio de impactadores húmedos. Se pueden utilizar conjuntos graduados de rejillas de tela metálica o un microscopio para medir el tamaño de las partículas recogidas. Se

INSTRUMENTACTON

610

Termómetro

Gas

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611

ANALISTS DE GASES

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Sonda de prueba

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Manómetro

Figura A.2 lmpactadores para la colección de partículas.

A.4

Gas~

-Gas

Dispositivo de impacto o impactador

Figura A.l Tren de muestreo para partículas en los gases de chimenea.

puede utilizar la química húmeda para determinar la composición química de las partículas. Se trabaja en la actualidad en el desarrollo de dispositivos y procedimentos que utilicen rayos láser a fin de poder medir las partículas arrastradas por el aire. La intensidad del rayo es atenuada en proporción a la concentración y tamaño de la partícula presente en el rayo. Se pronostica que en el futuro los láseres tendrán una amplia aplicación.

A.NALISIS DE GASES

Durante años, expertos técnicos de laboratorio han realizado análisis químicos húmedos a fin de determinar las cantidades de contaminantes gaseosos del aire, en la atmósfera o en las muestras de las corrientes gase.osas. Sin embargo debido al reciente crecimiento explosivo en el campo del control de la contaminación del aire, no es posible satisfacer la demanda de mediciones de muestras de aire, por dichos procedimientos. Se presenta a menudo la necesidad de obtener análisis de las muestras, continuos o en la línea, en sitios remotos, y estas necesidades no se pueden satisfacer por los procedimientos normales de los laboratorios químicos. La demanda de instrumentos diseñados para ayudar en los análisis de emisión de los vehículos ha producido también cambios importantes en la instrumentación de que se dispone. Se ha estimado que están disponibles más de 15,000 dispositivos para el muestreo y análisis del aire, producidos por varios fabricantes. No se intentará tratar dispositivos específicos, pero se describirán sistemas escogidos a fin de indicar los principios. Se podrán encontrar en la referencia 3 excelentes descripciones de los métodos químicos húmedos. A.4.A

Método colorimétrico

La medición de contaminantes del aire es continua, por lo que se podría llamar la primera generación de instrumentos para determinar la contaminación del aire. Estos instrumentos fueron adaptados de otros instrumentos o procedimiento en uso en la industria de los proce-

612

TNSTRUMENTACION

sos químicos. Operan típicamente basándose en el principio siguiente: solución en un medio acuoso del gas que se ha de determinar; reacción con un reactivo que forma un color; y medición del color formado por medios fotoeléctricos. Dichos analizadores se utilizan para medir concentraciones atmosféricas de S0 2 , NO, N0 2 y oxidantes totales; emisiones de fuentes de NOx; y emisiones de CO, procedentes de vehículos. Estos instrumentos requieren considerable atención, y es posible que sus mediciones se afecten por sustancias interferentes que se encuentran en el aire contaminado. Se utiliza una modificación del método calorimétrico básico en el analizador de cinta de papel. Como base para la detección del S0 2 , NOx, o CO se utiliza una reacción química que tiene lugar en una tira de papel de prueba, que ha sido impregnada con productos químicos adecuados. Esta reacción produce una mancha de color que se evalúa fotoeléctricamente. El papel de prueba tiene la forma de un rollo continuo de cinta de papel, movido por un motor, de manera que es posible el monitoreo continuo. A.4.B

l

613

ANALISIS DF GASFS

aire. Se tiene como ejemplo el dispositivo infrarrojo no dispersivo, utilizado para medir los gases que absorben las radiaciones infrarrojas, como el monóxido de carbono. En este dispositivo se utilizan como autodctcctoras las especies por medir. El método de medición se basa en el principio de la absorción selectiva. Una determinada longitud de onda de energía infrarroja, específica a un gas dado, será absvrbida por dicho gas, mientras que se transmitirán otras longitudes de onda. La banda de absorción del monóxido de carbono, por ejemplo, se halla entre 4.5 y 5 J.Lm. El detector consiste de dos cámaras, como se muestra en la figura A.3, las que tienen volúmenes iguales, y que están separadas por un diafragma metálico flexible y un botón metálico estacionario. El botón metálico y el diafragma forman un capacitar. Las dos cámaras inferiores que se muestran en la figura, contienen cantidades iguales del gas que interesa medir. Dos fuentes infrarrojas idénticas dirigen la radiación a través de las dos celdas o cámaras idénticas separadas, las

Electrodos químicos sensores y celdas electroquímicas

Ep:.el analizador químico sensor, un volumen conocido de gas se .P.'6ne en contacto con una solución absorbente que tiene un valor pH de referencia. La solución, que contiene el contaminante gaseodisuelto (SO o NOx ) pasa luego por un electrodo selectivo a los ·.\Í.Iilnes, y donde se mide electrónicamente la concentración de io·n~s proporcional al contaminante absorbido. Las celdas electroquímicas se emplean para medir la corriente inducida por la reacción electroquímica de una selección de contaminantes del aire, en un electrodo sensor. El gas que se ha de detectar - so2' NOX' o co - se difunde a través de una membrana semipermeable hasta pasar a la ce(da. La tasa de difusión es proporcional a la concentración de la especie por la que se tiene interés. Cuando se emplea un electrolito oxidante en la celda, se liberan electrones en el electrodo sensor, por la reacción electroquímica de oxidación. La producción de electrones causa que el electrodo esté a un potencial más bajo en relación con el contraelectrodo. Fluirá una corriente de electrones, la que se puede amplificar por un equipo electrónico apropiado. La selectividad de la celda se determina por la membrana semipermeable, el electrolito, los materiales del electrodo y el potencial retardador.

Fuentes de luz infrarroja

/rªe

;i'w

A.4.C

Instrumentos infrarrojos no dispersivos (IRND)

Se pueden utili~ar fenómenos físicos más bien que caracterísLicas químicas para inferir la concentración de los contaminantes gaseosos del

oooo o o 0 oo o o lo0 o o

Celda no absorbente de referencia'

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Celda de

0 o e o muestra

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-Entrada de la muestra

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000

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Cámara de~ referencia

- s a l i d a de la muestra

Cámara de muestra

Salida al amplificador registrador o Indicador

Figura A.3 Analizador infrarrojo no dispersivo.

614

Jli

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que aparecen en el centro de la figura. Una cámara, llamada celda de referencia, está llena de un gas inerte, por lo general nitrógeno. La otra celda, llamada celda de muestra, es un tubo a través del cual fluye el gas por analizar. Cuando está presente, la especie gaseosa que interesa, absorbe la radiación infrarroja en una cantidad directamente proporcional a la concentración molecular del componente que interesa. No ocurre ninguna absorción infrarroja en la celda de· referencia. Después de pasar ya sea por la celda de referencia o la celda de muestra, absorbe el gas en las celdas detectoras. Esta absorción de la energía radiante hace que el gas que está en la celda de referencia se caliente a una temperatura más alta que la del gas en la celda del detector de muestra. Como las dos celdas detectoras están selladas, la presión resulta más elevada en el detector de referencia que en la celda del detector de muestra, y el diafragma se flexionará. La desviación resultante en la capacitancia es directamente proporcional a la concentración de la especie que interesa, la que se encuentra en la celda de muestra. Se coloca un pulsador entre las fuentes infrarrojas y las celdas de muestra y de referencia, para suministrar una señal de corriente alterna a fin de mejorar las características de los circuitos electrónicos requeridos. Se emplean filtros para bloquear todas las longitudes de onda de la radiación infrarroja con excepción de las que estén dentro del rango de absorción del gas sometido a análisis. Por tanto, será necesario utilizar dos instrumentos diferentes si están juntos dos o más gases que absorban la radiación infrarroja, en la corriente del gas de muestra. Se dispone de instrumentos que emplean la radiación infrarroja no dispersiva en la medición de so2, NOX, co y HC procedentes de fuentes estacionarias; CO en el ambiente atmosférico; y CO, NOx y HC en el escape de los vehículos. Se podrán encontrar en las referencias otras características de los instrumentos IRND. También se dispone de instrumentos que emplean la absorción ultravioleta y la visible, ambas no dispersivas. A.4.D

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11.¡

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INSTRUMENTACION

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GASI~S

615

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1

Estufa

Papel graficador

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Registrador

Figura A.4 Cromatografía de gases.

Cromatografía de los gases

La cromatografía de los gases se emplea para separar las diferentes especies que interesan y que están contenidas en una muestra de gas. Básicamente, la cromatografía de los gases es un nombre colectivo de un grupo de métodos que se emplean sobre todo para separar las sustancias volátiles para el análisis. Por medio de algún dispositivo apropiado, usualmente una pequeña jeringa, se introduce la muestra en un extremo de una columna cromatográfica, larga y estrecha. Esta columna o tubo (de 3 a 1 O pies de largo y de O.O 1 a 2 pulg de diámetro) contiene una sustancia no volátil, llamada la fase estacio-

ANA LISIS DE

1

1

naria, la que actúa como un retardante selectivo. La fase estacionaria puede estar constituida como un absorbente (sólido) o por un adsorbente (líquido). En las columnas empacadas el líquido se distribuye sobre un soporte sólido inerte, mientras que en las columnas capilares cubre la pared interna del tubo. Un gas inerte que no está retenido por la fase estacionaria, fluye a un gasto constante a través de la columna y se le conoce como el gas portador. Su función es la de transportar las moléculas de la muestra o del soluto a través de la columna. El gas portador efluente que sale de la columna lleva consigo constituyentes de la muestra, los que emergen en momentos diferentes, dependiendo del tiempo de retención en la columna. Se utiliza un detector adecuado para indicar la presencia de los componentes en el gas portador. La salida eléctrica del detector se alimenta a una cinta gráfica registradora. La representación gráfica, llamada un cromatograma, tiene generalmente una línea recta como base, sobre la que se superpone una serie de picos. La localización y tiempo de los picos indica componentes de la muestra de gas, y la altura o área de dichos picos indica la medida de la cantidad de los componentes presentes en la muestra. El sistema está ilustrado en la figura A.4. Es preciso mantener gasto constante de flujo del gas portador durante el análisis del mismo. La columna se puede calentar o enfriar a fin de alcanzar el grado de separación deseado de las especies dadas. Se deberá-hacer notar además que es necesario calibrar la columna de manera que se pueda conocer el tiempo de salida de cada una de las especies . Se puede disponer de una amplia variedad de detectores, que incluyen detectores de ionización de la flama y celdas de conductividad térmica, para ser usadas con cromatógrafos de gas. Para una más detallada información se pueden consultar las referencias 5 y 6.

616

A.4.E

INSTRUMFNTACION

Detector de ionización de la flama (DIF)

En el detector de ionización de la flama, la muestra de gas se inyecta dentro de la flama que se crea por la ignición del hidrógeno con aire u oxígeno. El detector se muestra en la figura A.S. El hidrógeno combustible fluye por un tubo capilar metálico, y el aire fluye a su alrededor. La flama está situada entre electrodos que tienen una caída de voltaje entre ellos de unos cuantos cientos de voltios. Cuando sólo se quema el hidrógeno, se forman muy pocos iones. Cuando la muestra de gas que contiene hidrocarburos se inyecta dentro de la corriente de hidrógeno, se forman iones dentro de la flama, y se dirigen al electrodo colector positivo. La señal de corriente directa resultante producida es proporcional al número de iones formados dentro de la flama. El número de iones formados es a su vez proporcional al número de átomos de carbono dentro de la flama. El DIF sólo es sensible a la cantidad total de hidrocarburos presentes, y no establece diferencia entre las especies. Cuando se tiene interés en la cantidad de una especie individual de hidrocarburo, se puede emplear la cromatografía gaseosa a fin de separar las especies.

Flama

1

A la unidad registra dora o indicador

"'1

~

ANALISIS

m: GASES

A.4.F

Quimoluminiscencia

617

Los analizadores quimoluminiscentes se emplean para medir las cantidades de los óxidos de nitrógeno u oxidantes, medidos como ozono. Cuando el NO reacciona con el ozono, se produce una cierta cantidad de especies excitadas de N0 2 , las que luego pasan al estado básico por la emisión de energía de radiación. La energía radiante es medida por un tubo fotomultiplicador cuya salida eléctrica es amplificada y alimentada a dispositivos adecuados de lectura directa. Las reacciones químicas son: 03 ~N0 2 + 02 NO+ 03~NO~ + 02

NO+

Alrededor del 5 al 10 por ciento de la cantidad total de N0 2 es producida por la segunda reacción. Luego NO~~

hv

+ N02

El tubo fotomultiplicador recibe la radiación hv. La intensidad de la radiación es proporcional a la cantidad original de NO que está presente en la muestra de gas. Cuando el N0 2 , así como el NO, está presente en la muestra de gas, éste se hace pasar por un tubo caliente de acero inoxidable, antes de introducirlo en la cámara de reacción quimoluminiscente. La reacción química es acero inoxidable

N02 Entrada del aira-:::;::;;'"-'---'-----'!! Entrada1 11 del Hz

1350°F

NO+ 0 2

J

J

1 -...

Entrada d e la muestra

Desviación de la muestra

Figura A.5 Detector de ionización de flama.

Por tanto, cuando la muestra de gas contiene tanto NO como N0 2 , es necesario un proceso de dos etapas. Se hace pasar primero el gas por el convertidor de acero inoxidable y luego se le hace reaccionar con el ozono en la cámara quimoluminiscente a fin de obtener el valor de NO. La cantidad de N0 2 en la muestra de gas se determina luego por diferencia. También se produce quimoluminiscencia cuando se permite que el ozono reaccione sobre una superficie (un colorante orgánico sobre si1ica gel). La emisión resultante se detecta por un fototubo, y la corriente generada está directamente relacionada con la masa de ozono por unidad de tiempo que fluye sobre la superficie.

INSTRUMFNTACION

618

~ector

1 1

ANALISIS DE GASFS

619

Para un campo magnético de fuerza B, perpendicular al vector de velocidad de los iones, éstos se desviarán en una trayectoria circular con un equilibrio de fuerzas centr{fugas y centrípetas. Por tanto

••

"Imagen

1

2

•••••

Bnev magnético

=R mv o

Bne= ~ R

(A.3)

donde R es el radio de la trayectoria de los iones. Al eliminar u entre las ecuaciones (A.2) y (A.3), se obtiene:

electrostático

•• Haz de iones

-·-

R

= ~( 2:Vr/2

(A.4)

~

La forma diferencial de la ecuación (A.4) es

Fuente de iones

Figura A.6 Operación del espectrómetro de masa.

2 ¿lR

A.4.G

Espectrómetro de masa

A pesar de que se le consideraba originalmente como un dispositivo de investigación en el laboratorio, el espectrómetro de masa tiene en la actualidad una aplicación amplia en el análisis de los contaminantes del aire. Básicamente, el espectrómetro de masa es un instrumento que se utiliza para separar e identificar átomos y moléculas. Las partículas que interesan se ionizan primero, luego se aceleran por medio de un campo eléctrico, y se hacen pasar por un campo magnético que desvía su trayectoria para efectuar un recorrido curvo, como se muestra en la figura A.6. El más pesado de los dos iones tendrá un recorrido con un mayor radio de curvatura y chocará, por tanto, en un blanco o detector en una diferente posición que la producida por el ion más ligero. Como la velocidad de las partículas, la fuerza del campo magnético, y las trayectorias se determinan con facilidad, se podrán calcular con precisión las masas de los varios iones (átomos y moléculas). Para iones de una sola carga, de masa m, y acelerados por medio de un potencial de voltaje V, la energía cinética adquirida será e V. Los iones entran entonces en un campo magnético con una velocidad discreta u, dada por la ecuación eV

¿lm

¿lv

2 ¿lB

--=-+---R m t' B

= kmv 2

(A.1)

donde e es la carga de electrones. Para iones positivos que tienen estados de cargan (n = 1,2,3, ... ),dondendenotaelnúmerodeelectrones arrancados de los átomos neutros, la expresión más general será 2 neV = !mv 2

(A.2)

(A. S)

Para iones y un campo magnético homogéneo que tengan una extensión de energía insignificante, los dos últimos términos de la ecuación (A. S), desaparecerían, dejando ( ¿l: )R = 2(¿lR)

(A.6)

El término a mano izquierda proporciona una medida de la dispersión de masa o separación de los iones a lo largo del plano focal. Por tanto

( m2:;:lm¡ )R¡ = 2(R2- R¡)

(A. 7)

Existen muchas modificaciones del espectrómetro de masa, las que se clasifican de acuerdo con el arco de curvatura, desde 60 hasta 360 grados. Existen numerosos dispositivos para producir iones y servir como detectores. El espectrómetro de tiempo de trayectoria o de pulso de masa es un dispositivo similar que se basa en un principio diferente de medición. En este dispositivo el ion se acelera por un campo eléctrico pulsado, y dirigido axialmente a lo largo de una cámara larga (aproximadamente de 170 cm de longitud), en la cual se mantiene un vacío eficiente. La velocidad del ion se obtiene resolviendo la ecuación (A.2). Por tanto, vt

( 2~vy12

-1!

MI·TODOS DE MONTTORt:o PARA EL DIOXIDO DE AZUf.'RE

INSTRUMFNTACION

620

El principal dispositivo de detección para los hidrocarburos se basa en la ionización de la flama. Se utiliza solo o precedido por cromatografía gaseosa. A pesar de no ser aplicable al monitoreo del aire ambiental, la absorción infrarroja no dispersiva es aplicable a la detección de hidrocarburos procedentes de fuentes estacionarias y móviles. Un instrumento DIF evalúa los hidrocarburos totales; no separa las especies individuales de hidrocarburos. Cuando sea necesario conocer la concentración de las especies individuales, o se quiera separar el componente de metano, una cromatográfica de gas precede a la unidad DIF. Este método de operación requiere muestreo intermitente, más bien que muestreo continuo. El método de medición de la APA se basa en la técnica GC-DIF. En este caso es necesaria la separación cromatográfica, puesto que la norma ambiental primaria de 3 horas (de 6 a 9 a.m.), se basa en el nivel de hidrocarburos, corregido para el metano.

donde i indica la especie química. Si la región de desplazamiento (la longitud del tubo) tiene una longitud L, el tiempo de desplazamiento es t¡

Lm.I/2 1 (2neV)I/2

(A.9)

La diferencia en los tiempos de desplazamiento de dos wnes que tengan las masas m 1 y m 2 es,

tJ.t

=

L( m¡ I/2- m2 I/2) (2neV)I/2

(A.1 O)

Se emplean dispositivos electrónicos para medir los valores de f::..t. En la referencia 7 y fuentes similares, se ofrece información adicional correspondiente a la calibración y uso de espectrómetros de masa. A.5

621

A.6

METODOS DE MONITOREO PARA EL DIOXIDO DE AZUFRE

Ha sido estimado que se encuentran en el mercado más de 100 instrumentos comerciales para el monitoreo continuo del S0 2 • Estos instrumentos están basados en algunos principios. Entre ellos se incluyen: conductividad, colorimetría, técnica infrarroja no dispersiva, coulombimetría, espectrofotometría, espectrometría de la flama, electroquímica, y los núcleos de condensación. Eptre las más importantes características que se requieren de cualesquiera de estos instrumentos, está la sensibilidad, puesto que el nivel de so2 en zonas no urbanas es alrededor de 0.02 ppm o menos. Muchas unidades comerciales tienen un límite inferior de detección de aproximadamente 0.01 ppm. Otro importante requerimiento para cualquier dispositivo de detección es la no interferencia por otras sustancias en la muestra de gas. El dióxido de azufre, por ejemplo, presenta una interferencia positiva en los instrumentos conductimétricos, mieri tras que ciertas sustancias, como el ozono, óxidos de nitrógeno, algunos compuestos orgánicos, y hasta las partículas finas, son problemas potenciales en el uso de dispositivos coulombimétricos. Un detector fotométrico de flama reacciona ante el total de todos los compuestos de azufre presentes, más bien que ante sólo el S0 2 • Un método para vencer tales dificultades consiste en combinar dos técnicas analíticas en serie, como un detector fotométrico de flama, sobre cromatografía gaseosa. Los compuestos de azufre, como el S0 2 , H 2 S y CH 3 SH se separan en una columna cromatográfica y luego se miden individualmente por fotometría de flama. Se han reportado en este caso valores de detec-

MONITOREO DEL MONOXIDO DE CARBONO Y LOS HIDROCARBUROS

La medición del CO en el medio ambiente y de fuentes móviles y estacionarias se efectúa con mayor frecuencia empleando el principio de la absorción infrarroja no dispersiva (AIRND), la cromatografía gaseosa combinada con un detector de la ionización de la flama (CG-DIF), y la oxidación catalítica. En esta última, la técnica usual es la de medir la diferencia de temperatura entre una celda en la que ocurre la oxidación y una celda similar donde no ocurre oxidación. La magnitud de la diferencia de temperatura, registrada por los termopares, constituye una indicación de la concentración del CO en la corriente gaseosa. Para la oxidación del CO, el catalizador es usualmente la Hopcalita, que es una mezcla de Mn0 2 y CoU, a pesar de que se pueden utilizar otros catalizadores. La técnica de medición recomendada por la APA para establecer niveles ambientales de CO, es la espectropía infrarroja no dispersiva. La norma ambiental primaria para un tiempo promedio de 1 hora es de 40p gfm 3 (35 ppm), mientras que el valor es de 10p g/m 3 (9 ppm) para un tiempo promedio de 8 horas (véase tabla 2.1 ). La mayoría de los monitoreos de COpara emisión de vehículos o fuentes estacionarias, son de los tipos de IRND o de oxidación catalítica, a pesar de que algunos fabricantes de instrumentos CG-DI F los ofrecen también.

j

622

INSTR UMENT ACION

ción tan bajos como 2 ppmm. A pesar de que son obvias las ventajas de la separación previa, se anticipará que pueden existir en dichos sistemas problemas de operación y mantenimiento. En 1973 apareció una reseña bastante detallada ( 1 O) de analizadores de S0 2 .disponibles comercialmente para el servicio de monitoreo continuo. Los métodos manuales para el muestreo periódico del S0 2 han sido descritos en una publicación del gobierno estadounidense (ll). Los procedimientos recomendados en este caso son la técnica de West-Gaeke y el método del peróxido de hidrógeno. El método de West-Gaeke ha sido seleccionado por la APA como la técnica normalizada para Estados Unidos, como ya se indicó en la tabla 2.1. En la tabla se le llama el método de la pararrosanilina, y es una medición calorimétrica. La prueba implica la absorción del dióxido de azufre en una solución acuosa diluida de tetracloromercurato a fin de formar el ion de diclorosulfitomercurato. Una reacción posterior de este ion formaldehído y pararrosanilina decolorada lleva a la formación del ácido metilsulfónico de la pararrosanilina de color rojo púrpura. La intensidad del color, medida de 0.56 ¡..Lm, es proporcional a la concentración de S~. La técnica es aplicable al rango de concentración entre 0.002 y 5 ppm. El método de West-Gaeke es específico para el S0 2 y las sales de los sulfitos. Sin embargo, la presencia del dióxido de nitrógeno y el ozono 'puede reducir el valor verdadero de la lectura. El método del peróxido de hidrógeno es una técnica de titulación ácida, y se utiliza en Europa. La muestra de aire se pasa por una solución 0.03N de peróxido de hidrógeno, con un pH de 5. Tiene lugar la oxidación del S0 2 a H 2 S0 4 , y el ácido resultante se titula entonces con un álcali normal. El indicador de la titulación utilizado es el metil rojo bromocresol verde, que es verde por encima del pH 5 y rojo por debajo del pH 5. Como el método se basa en ácidos equivalentes, la presencia de otros gases ácidos o alcalinos en la muestra de aire, llevará a resultados altos o bajos respectivamente. No es nada extraño que estos métodos y otros muestren resultados diferentes con la misma muestra, debido a las diferentes interferencias que se encuentran frecuentemente en las muestras de aire.

A. 7

l

MONTTOREO PARA LOS OXJDOS DF NITROGENO ~

623

En las latitudes medias, los niveles de fondo del NO y el N0 2 son aproximadamente de 2 ppmm y 4 ppmm respectivamente. Sin embargo, en áreas urbanas, la concentración media anual puede variar en general de 30 a 100 ppmm (0.03 a 0.10 ppm), con niveles horarios que alcanzan de 0.10 a 1.0 ppm. La norma federal ambiental estadounidense anual, primaria y secundaria para el N0 2 es de 0.05 ppm. Por otra parte, las emisiones de NOx procedentes de los procesos de combustión pueden alcanzar 300 a 1000 ppm. Por tanto, el rango de detección requerido para el monitoreo del aire ambiental es muy diferente del necesario para emisiones de fuentes estacionarias. La absorción infrarroja no dispersiva se utiliza para el monitoreo de las emisiones de las fuentes estacionarias y móviles, pero no para el aire ambiental. No obstante, la quimoluminiscencia constituye una técnica apropiada para las tres situaciones. La medición del aire ambiental también se puede realizar por medio de dispositivos calorimétricos y coulombimétricos. Los monitoreos de las fuentes estacionarias hacen también un uso apropiado de la celda electroquímica, así como de la absorción no dispersiva, visible y ultravioleta. Los métodos de laboratorio o manuales que se utilizan para determinar los niveles de N0 2 son las técnicas de Griess-Saltzman y J acobsHoch-heiser. La primera se utiliza de acuerdo con las normas de California, mientras que la segunda es l~ adoptada por la APA. El método colorimétrico de Saltzman emplea la reacción del N0 2 con el ácido sulfanílico en una muestra de aire para formar una sal de diazonio. Esta se acopla con el dihidrocloruro de N-(1-naftil)-etilenodiamina, de modo que se forma un color rojo violeta oscuro. Luego se mide espectrofotográficamente, a 0.55 ¡..Lm, la absorbencia del colorante y se la compara con los datos de las mediciones cuidadosamente calibradas. El método es válido normalmente para niveles de N0 2 en el aire entre 0.02 y 0.75 ppm (40 a 1500 J.Lgfm 3 ). En el método de la AP A se hace pasar la muestra de aire por una solución acuosa de hidróxido de sodio, de manera que se forma el ión nitrito a partir del N0 2 • El tratamiento con peróxido de hidrógeno (H 2 0 2 ) elimina la interferencia del' S0 2 y luego se acidifica la solución. En este punto se mide el ácido nitroso producido por el acoplamiento diazotizante, excepto que la sulfanilamida sustituye como reactivo al ácido sulfanílico. Este método se puede utilizar para medir los niveles tanto del NO como del N0 2 • Por ejemplo, se puede medir primero la concentración del N0 2 • Luego se oxida, en una segunda muestra, el NO total. El nivel de NO se establece luego por diferencia. Se debe hacer notar que existía en otros tiempos una considerable diferencia cuando se comparaban mediciones de NOx para la misma muestra, basándose en diferentes instrumentos. El gobierno federal

MONITOREO PARA LOS O X IDOS DE NITROGENO

Se utiliza un cierto número de principios básicos en los instrumentos para la detección de NO y N0 2 en el aire ambiental o procedentes de fuentes estacionarias y móviles. Entre ellos se encuentran la colorimetría, coulombimetría, electroquímica, quimoluminiscencia y absorción infrarroja no dispersiva, visible y ultravioleta. ¡

a

lil 1

1,¡;

INSTRUMENTACION

624

BlBLIOGRAFIA

continúa interviniendo activamente para establecer reglas básicas para la utilización de diversos instrumentos en la detección de contaminantes. Se deberá establecer de manera clara la validez y exactitud de cualquier técnica de medición, antes de utilizarla como un método primario para detectar niveles ambientales o de emisión.

A.S

625

5. H. M. McNair y E. J. Bonelli. Basic Gas Chromatography. Walnu t Cree k, Calif.: Varian Aerograph, 1969. 6. D. Abbott y R. S. Andrews. An Introduction to Chromatography. Nueva York: Houghton Mifflin, 1969. 7. F. A. White. Mass Spectrometry in Science and Technology. Nueva York: Wiley, 1968. 8. R. K. Stevens y W. F. Herget, eds. Analytical Methods Applied to Air Pollution Measurements. Ann Arbor, Mich.: Ann Arbor Science Publishers, Inc., 1974. 9. J. N. Driscoll. Flue Gas Monitoring Techniques. Ann Arbor, Mich.: Ann Arbor Science Publishers, Inc., 1974. 10. C. D. Hollowell, G. Y. Gee y R. D. McLaughlin.AnaL Chem. 45 {1973): 63A. 11. Methods of Measuring and Monitoring Atmospheric Sulfur Dioxide. PHS Publication No. 999-AP-6, 1964, PB 168-865. 12. C. W. Nederbragt, A. Van der Horst y T. Van Duijn. Nature 206 {1965): 87. 13. G.J. Warren y F. Babcock. Rev. Sci. Instrum. 41 {1970): 280. 14. A. Fontijn y colaboradores.]. Anal. Che. 42 {1970): 575. 15. J. A. Hodgeson y colaboradores. AIAA Paper No. 71-1067, noviembre

MONITOREO DE LOS OXIDANTES FOTOQUIMICOS

La quimoluminiscencia constituye el principal método para monitorear los oxidantes fotoquímicos en la atmósfera ambiental, a pesar de que algunos instrumentos comerciales se basan en principios colorimétricos o coulombimétricos. Las mediciones de oxidantes deberán corregirse para la presencia de N0 2 y S0 2 y los valores que resulten constituyen primero una indicación de la concentración de ozono. Una técnica conveniente para el control continuo del ozono en el aire, se basa en la quimoluminiscencia que resulta de la reacción entre el ozono y el etileno a la presión atmosférica ( 12, 13 ). Es posible controlar ya sea el ozono o el monóxido de nitrógeno atmosférico por medio .de una reacción quimoluminiscente a baja presión entre el monóxido de nitrógeno y el ozono ( 14). Esta última técnica ha sido ampliada ( 15) para incluir la medición de los óxidos totales de nitrógeno así como el NOx junto con el amoniaco. El nitrato de peroxiacetilo (NPA) se presenta en el neblumo fotoquímico, en concentraciones tan altas como 30 ppmm. Se monitorea en general en la atmósfera por medio de la cromatografía sobre la base de cargas individuales. Se ha sugerido un método para el monitoreo continuo del NPA (16). En este caso, los espectros de quimoluminiscencia, que resultan de la reacción del NP A y el ozono con los vapores de trietilamina, han demostrado ser capaces de detectar el NP A a concentraciones tan bajas como 6 ppmm, lo que cae dentro del intervalo de concentraciones que interesa.

1971. 16. J. N. Pitts,Jr. y colaboradores. Enviran Sci. Tech. 7, No. 6 (1973): 550.

BIBLIOGRAFIA l. Methods of Air Sampling and Analysis. Air Pollution Control Association, Pittsburgh, 19 72. 2. D. F. Adorns, ed. Air Pollution Instrumentation. Instrument Society of America, Pittsburgh, 1966. 3. A. C. Stern, ed. Air Pollution. Vol. II, 2a ed. Nueva York: Academic Press, 1968. 4. N. Henein and D. Patterson. Emissions from Combustion Engines and Their Control. Ann Arbor 1 Mich.: Ann Arbor Science Publischers, Irc., 1972.

J

..J

Apéndice B

Magnitudes de medición

B.1

j

FACTORES DE CONVERSION = 10 10 A= 3.28 pie= 39.37 pulg.

Longitud

1 m= 10 6

Masa

1 lbm = 453.6 g = 7,000 gr = 0.4544 kg = 0.0005 ton.

Fuerza

1lbf = 32.174lbm •pie/s 2 = 4.448 N 1 N= 1 kg•mfs 2

Presión

1 atm = 1.013 bars = 14.7lbrfpulg2 = 760 mm Hg 1 pulg agua= 0.0361 lbrfpulg2 = 2.49 mbar

Volumen

11 = 0.0353 pie 3 = 0.2642 gal =61.025 pulg 3 1 pie 3 = 0.02833 m 3 = 28,320 cm 3 = 7.481 gal = 28.32 1 = 1, 728 pulg 3

Densidad

1lbm /pie 3 = 0.01602 g/cm 3 1 gr/pie 3 = 2.29 h/m 3

Energía

1 kJ = 737.5 pie-lbf = 0.948 Btu = 239.0 cal 1 Btu = 252.2 cal= 778.16 pie.Ibf 1 cal/g•mol = 1.80 Btu/lb•mol

Potencia

1 kW = 3,413 Btu/h = 1 kj/s = 0.00134 hp 1 hp = 746 W = 33,000 pie•lbrfmin = 2,545 Btu/h

J,Lm

627

628

MAGNITUDES DE MFDICION

VALORES DF LA FUNCION

B.5

Velocidad

1 milla/h = 0.447 m/s = 1.467 pie/s

Viscosidad

1 poise= 1 g/cm•s=242 lbm/pie.h= 361 kg/m·h

B.2

,

X

CONSTANTE UNIVERSAL DE LOS GASES Y LA ACELERACION GRAVITACIONAL

Ru = 8.315 kJ/kg·mol·°K = 0.8315 bar-m 3 /kg-mol•°K 0 = 1545 pie·Ibrflb•mol• R= 10.73lbfpulg 2 abs·pic 3 Jlb·mol· 0 R g(al nivel del mar)= 32.174 pie/s 2 = 9.806 m/s 2 B.3

PROPIEDADES DEL AIRE

Densidad: a 25°C (77°F) y 1 atm, p = 0.0739lb/pie 3 = 1.183 kgfm 3 Viscosidad: T, °K ¡t,kg/m•h T, °F ¡t, lb/pie•h

300 0.0666 80 0.0447

350 0.0748 170 0.0503

400

0.0825 260 0.0554

450 0.0900 350 0.0605

500 0.0969 440

0.0651

550 0.1031 530 0.0693

Constante del gas: R = 287.1 m 2 /s 2 "°K = 0.2871 kJ/kg·°K 0 0 = 1, 716 pie 2 /s 2 ' R = 53.35 pie•lbf!Ibm • R Calor específico: a 25°C (77°F),

cp Cv

B.4

= 1.005 kJ/Kg. o K= 0.240 Btu/lb•°F = Ü. 718 kj/kg•°K = 0.171 Btujlb•°F

MASA MOLAR DE DIVERSAS SUSTANCIAS, M Sustancia

Aire Carbono Metano (CH4) Monóxido de carbono (CO) Dióxido de carbono (C0 2 ) Hidrógeno (H2)

M 28.96 12.0 16.04 28.01 44.01 2.02

Sustancia Oxígeno (02) Agua (H20) Nitrógeno (N 2) Monóxido de nitrógeno {NO) Dióxido de nitrógeno (N0 2 ) Amoniaco (NH 3 )

M 32.00 18.02 28.01 30.00 46.00 17.03

j

DI~

ERROR

629

VALORES DE LA FUNCION DE ERROR, erfx. erf x

X

erf x

X

erf x

X

erf x

0.4475 0.4569 0.4662 0.4755 0.4847 0.4937 0.5027 0.5117 0.5205 0.5292 0.5379 0.5469 0.5549 0.5633 0.5716 0.5798 0.5879 0.5959 0.6039 0.6117 0.6194 0.6270 0.6346 0.6420 0.6494 0.6566 0.6638 0.6708 0.6778 0.6847 0.6914 0.6981 0.7047 0.7112 0.7175 0.7238 0.7300

0.79 0.80 0.81 0.82 0.83

0.7361 0.7421 0.7480 0.7538 0.7595 0.7651 0.7707 0.7761 0.7814 0.7867 0.7918 0.7969 0.8019 0.8068 0.8116 0.8163 0.8209 0.8254 0.8299 0.8342 0.8385 0.8427 0.8508 0.8586 0.8661 0.8733 0.8802 0.8868 0.8931 0.8991 0.9048 0.9103 0.9155 0.9205 0.9252 0.9297 0.9340

1.32 1.34 1.36 1.38 1.40

0.9381 0.9419 0.9456 0.9490 0.9523 0.9554 0.9583 0.9611 0.9637 0.9661 0.9684 0.9706 0.9726 0.9745 0.9763 0.9780 0.9796 0.9811 0.9825 0.9838 0.9850 0.9861 0.9872 0.9882 0.9891 0.9899 0.9907 0.9915 0.9922 0.9928 0.9934 0.9939 0.9944 0.9949 0.9953

o.

o.

0.02 0.04 0.06 0.08 0.10 0.11 0.12 0.13 0.14 0.15 0.16 0.17 0.18 0.19 0.20 0.21 0.22 0.23 0.24 0.25 0.26 0.27 0.28 0.29 0.30 0.31 0.32 0.33 0.34 0.35 0.36 0.37 0.38 0.39

0.02256 0.04511 0.06762 0.09008 0.1125 0.1236 0.1348 0.1459 0.1569 0.1680 0.1790 0.1900 0.2009 0.2118 0.2227 0.2335 0.2443 0.2550 0.2657 0.2763 0.2869 0.2974 0.3079 0.3183 0.3286 0.3389 0.3491 0.3593 0.3694 0.3794 0.3893 0.3992 0.4090 0.4187

0.42 0.43 0.44 0.45 0.46 0.47 0.48 0.49 0.50 0.51 0.52 0.53 0.54 0.55 0.56 0.57 0.58 0.59 0.60 0.61 0.62 0.63 0.64 0.65 0.66 0.67 0.68 0.69 0.70 0.71 0.72 0.73 0.74 0.75 0.76

0.40 0.41

0.4284 0.4380

0.77 0.78

0.84 0.85 0.86 0.87 0.88 0.89 0.90 0.91 0.92 0.93 0.94 0.95 0.96 0.97 0.98 0.99 1.00 1.02 1.04 1.06 1.08 1.10 1.12 1.14 1.16 1.18 1.20 1.22 1.24 1.26 1.28 1.30

1.42 1.44 1.46 1.48 1.50 1.52 1.54 1.56 1.58 1.60 1.62 1.64 1.66 1.68 1.70 1.72 1.74 1.76 1.78 1.80 1.82 1.84 1.86 1.88 1.90 1.92 1.94 1.96 1.98 2.00

630

B.6

MAGNITUDES DE MEDICION

ENTALPIA DEL AIRE COMO UN GAS IDEAL

.

1, '11

',¡

Datos en el sistema métrico: h, kj /kg; T, °K. T

h

T

h

T

h

T

h

280 290

280.1 290.1 300.2 310.2 320.3 330.3 340.4 350.5 360.6 370.7 380.8 390.9 401.0 411.1 421.3 431.4

440 450 460 470

441.6 451.8 460.0 472.2 482.5 492.7 503.0 513.3 523.6 534.0 544.4 554.7 565.2 575.6 586.0 596.5

600 610 620 630

607.0 617.5 628.1 638.6 649.2 659.8 670.5 681.1 691.8 702.5 713.3 724.0

760 780 800 820 840 860 880

778.2 800.0 822.0 844.0 866.1 888.3 910.6 932.9 955.4 977.9 1000.6 1023.3 1046.0 1068.9 1091.9 1114.9

300

310 320 330 340 35()

360 370 380 39(

400 410 420 430

480 490 500 510 520 530 540 550 560 570 580 590

Datos en el sistema inglés: h, Btu/lb; T,

640 650 660

670 680 690 700 710 720 730 740 750 0

734.8 745.6 756.4 767.3

900

920 940 960 980

1000 1020 1040 1060

R.

T

h

T

h

T

h

T

h

500 520 530 537 540 550 560 580 600 620 640 660 680 700 720 740

119.5 124.3 126.7 128.1 129.1 131.5 133.9 138.7 143.5 148.3 153.1 157.9 162.7 167.6 172.4 177.2

760 780 800 820

182.1 186.9 191.8 196.7 201.6 206.5 211.4 216.3 221.2 226.1 231.1 236.0 241.0 251.0 261.0 271.0

1160 1200 1240 1280 1320 1360 1400 1420 1440 1460 1480 1500 1520 1540 1560 1580

281.1 291.3 301.5 311.8 322.1 332.5 342.9

1600 1620 1640 1660 1680 1700 1720 1740 1760 1780 1800 1820 1840 1860 1880 1900

395.7 401.1 406.5 411.8 417.2 422.6 428.0 433.4 438.8 444.3 449.7 455.2 460.6 466.1 471.6 477.1

840 860 880 900

920 940 960

980 1000 1040 1080 1120

348.1 353.4 358.6 363.9 369.2 374.5 379.8 385.1 390.4

FUENTE: Adaptado o compendiado de J. H. Keenan y J. Kaye, Gas Tables. Nueva York: Wiley, 1980, Copyright© 1980 porjohnWiley& Sons, Inc.

Respuestas a los problemas con numeración impar

1

t 1

1.1 1.3 1.5 1.7 1.9 1.11 1.13 1.17 1.19 1.21 1.23

11.4 mg/m3 0.94 X 10- 6 gr/pie 3 457 mg/m3 (a) 6.99 X 10 -s gr/pie 3 (b) 22.9 X 10 6 ¡.r.g/m3 (a) 32.4; (b) 54.3; (e) 85.9 por ciento (a) 2.53 X 10- 3 m- 1; (b) 2.08; (e) 1.54 km 68 por ciento (a) 0.87 ppm; (b) 0.274 ppm; (e) 0.10 ppm (a) 7200 m; (b) 16.75; (e) 2.33 (a) 0.552piejs; (b) 3970 pie 33 por ciento

2.1 2.3 2.5

(a) 0.63 por ciento; (b) 0.69 por ciento (a) 588 g/s; (b) 374 g/s (a) 135,620,52,500 lb/h; (b) 3500,6450, 7290 lb/h; (e) 3.6, 13,630, 11,080 lb/h Sí, 87.5 por ciento 99.7 por ciento 0.36lb/10 6 Btu 84.0 por ciento 90 por ciento

2.7 2.9 2.11 2.13 2.15

!

3.1

1

3.3

K

l

l

3.5

(a) Estable; (b) ligeramente estable; (e) inestable; (d) neutra; (e) inesta,ble; (f) débilmente estable (a) 544.7°R; (b) 531.8°R; (e) 517.9°R; (d) 294.4°K; (e) 297.4°K; (f) 307.4°K (a) 12.9°F/1000 pie; (b) 0.96°F/1000 pie; (e)- 1.0°C/100 m; (d) 0°C/100 m 631

632

3.7 3.9 3.11 3.13 3.15 3.17 4.1 4.3 4.5 4.7 4.9 4.11 4.13 4.19 4.23 4.25 4.27 4.29 4.31 4.33 4.35 4.39 4.41 4.43 4.45 5.1 5.3 5.5 5.7 5.9 5.11 5.13 5.15 5.17 5.19 5.21 5.23 2.27 5.29 5.31 5.33 5.35

5.37 5.39 5.41 5.43

RESPUESTAS A LOS PROBLEMAS CON NUMERACION IMPAR

13.9 millafh (a) 2.78, 3.06, 3.64, 5.37 m/s; (b) 2.91, 3.24, 3.92, 6.14 m/s 6900 pie; (b) 48 30 pie (a) 2590 m; (b) 793 m (a) -9.26 X 10 - 3 °K/m; (b) 378m; (e) 287°K (a) 119.7, 218.8, 319.9, 483, 1020, 1311, 1582, 2884, 3165 m

(a) x = 0.5, f(x) = 0.484; (b) x = 1, f(x) = 0.242; (e) x = 1, f(x) = 0.176 (a) 0.044, 0.011, 0.002 (a) 130, 440, 570, 560, 400, 170, 50; (b) 36, 200, 310, 400, 320, 150, 45 1.5 km, 750 p. g/ m3 1.2 km, 828 p. g/ m3 675 p.g/m3 , 1.46 km 45,250,420,500,485,335,130,50 540 p.g/m3 , 2.8 km x= 1250 a 3000 m, y=± 50 m (a) 56 m; (b) 65 m; (e) 77 m 480 m, 0.63 ppm (a) 90 m; (b) 65 m (a) 3900 g/s; (b) 5060 g/s 0.31 g/s (a) 71; (b) 95; (e) 200; (d) 148 m 125 m, 185 m, 214 m, 88 m (a) 181; (b) 260; (e) 282; (d) 190; (e) 427 m (a)- 33 por ciento; (b) 12 por ciento; (e) 28 por ciento 155 p.g/m3 No 97.9 por ciento 96.6 por ciento (a) 96.6 por ciento; (b) 81.6 por ciento; (e) 90.2 por ciento 1.25 gr/pie 3 92 por ciento 2.14 gr/pie 3 80 por ciento 0.614 kg/s (a) 5000 m 2 /kg; (b) 500 m 2 kg (a) 1.59 X 10 15 ; (b) 1.59 X 10 12 (a) 4.56 X 10 9 ; (b) 0.0873 kg; (e) 133.6 m2jkg 61.4 por ciento (a) 30; (b) 1.35; (e) 31.3, 9.64; (d) 22.9, 1.35, 24.0, 7.35 p.m (a) 26 p. m; (b) 3.1 (a) Si; (b) 5.4, 1.65 ¡.Lm; (e) 83 por ciento (a) 0.51, 1.00; (b) 5.06 X 10 - 4/1; (e) 1260 pic/min; (d) 0.636/1 (a) 468 m/s; (b) 6.73 X 10 -B m; (e) 1.28 (a) 19.8 p.m/s; (b) 4.86, 7.46 p.s (a) 19.7 p.mjs; (b) 4.54, 7.0 p.s 6.31 X 10- 5 , 1.18 X 10- 5 g/m2 ·s

l

RESPUESTAS A LOS PROBLEMAS CON NUMERACION IMPAR

5.45 5.47 5.49 5.51 5.53 5.55 5.57 5.59 5.61 5.63 5.65 5.67 5.69 5. 73 5. 75 5. 7 7 5. 79 5.81 5.83 5.85 5.87 5.89 5.91 5.93 5.95 5.97 5.99 5.101 5.103 5.105 5.107 5.109 5.111 5.113 5.115 5.117 5.119 5.121 5.123 5.125 5.127 5.129 5.131 6.1 6.3 6.5

633

3.82 p.g/m2 ·s (a) 1.2 X 10 -u; (b) 1.4 X 10 - 9 ; (e) 2.9 X 10 - 7; (d) 4.4 X 10- 3 g/m2·s 466 p.g/m3 (a) (2) 5000 m; (b) (2) 4000 m; (e) (2) 1500 m; (d) (2) 1100 m 2.37/1 0.5 m/s (a) 2160; (b) 0.20 m; (e) 0.70, 0.45, 0.25, 0.11, 0.03 (a) 0.25 m; (b) 3185; (e) 0.67, 0.39, 0.17, 0.04 0.35 m/s 88 p.m 51 p.m 83 por ciento (a) 81 por ciento; (b) 62.5 por ciento; (e) 72 por ciento; (d) 75 por ciento (a) 10 p. m; (b) 14.2 p. m (a) 13.9 m/s; (b) 9.97 p.m; (e) 4.46 p.m, (d) 14.1 p.m (a) 0.13 pulgada H 2 O; (b) 0.12 pulgada H2 O (b) 0.22, 0.50, 0.80, 0.95 (a) 9.73 X 10- 4 m, 3.89; (b) 9.73 X 10- 4 m, 1.95; (e) 9.73 X 10- 4 m, 0.97 (a) 8.4 X 10- 4 m, 4.2; (b) 8.4 X 10- 4 m, 1.68; (e) 8.4 X 10- 4 m, 0.84 (a) 23 _por ciento; (b) _74 por ciento; (e) 88 por ciento (a) 0.012, 0.39, 0.50, 0.43, 0.29, 0.10, 0.02; (b) 0.54, 0.60, 0.50, 0.36, 0.20, 0.04, 0.005; (e) O, O, 0.33, 0.42, 0.35, 0.18 (a) 65.4; (b) 40.1 pulgada H 2 O (a) 46 m/s; (b) 36.1 cm H 2 0; (e) 15.6 cm H 2 0 (a) 0.56; (b) 0.23; (e) 0.043; (d) 0.026; (e) 0.016 (a) 56 m/s; (b) 31.8 cm H 2 0; (e) 15.4 cm H 20 (a) 0.60; (b) 0.33; (e) 0.15; (d) 0.074 4.1 X 10- 12 m2 (a)4.6X 10- 4 pulg•lbm/PulgH20•min 2 ;(b)6.4X 10- 11 pie 2 2 (a) 180 N/m , 1.80 mbar; (b) 1.08 kg/m2 ; (e) 634 N/m2 , 6.34 mbar (a) 30,000 kg/m2 ·s; (b) 104,300 s - 1 6.7 h 74.4 h (a) 8.77 X 10- 13 m2 ; (b)l9,180 s - 1 (a) 0.0267; (b) 0.0464; (e) 0.205; (d) 0.404; (e) 1.98 m/s (a) 86.9; (b) 95.2; (e) 98.3 por ciento (a) 99; (b) 99.9; (e) 99.99 por ciento (a) 95.5; (b) 46.3; (e) 11.7 por ciento (a) 100 por ciento; (b) 76.6 por ciento (a) 98.9; (b) 93.8; (e) 50.1 por ciento (a) 178; (b) 148 por ciento (a) 15.6 por ciento; (b) 28 por ciento $1.66/pie 2 /min (a) 97 por ciento; (b) 97.9, 75 por ciento; 99.4, 50 por ciento; (e) 12.9 por ciento (a) 61.7 cm3 , 23.1; (b) 0.69; (e) 0.90 (a) 0.0151 m; (b) 7.7 X 10- 5 m/s; (e) 2.8 h• (a) 0.0172 m; (b) l.l4 X 10- 5 m/s; (e) 4.4 h

634

RESPUESTAS A LOS PROBLEMAS CON NUMERACION IMPAR

6.7 6.9 6.11 6.13 6.15 6.17 6.19 6.21 6.23 6.25 6.27 6.29 6.31 6.33 6.35 6.37 6.39 6.41 6.43 6.45 6.47

0.79 h (a)- 64 por ciento; (b}- 32 por ciento 5.5 h 2.3 h 1.2h (a) 1.60 pie"' 0.62 pulgada H 2 0/pie (a) (1} 1.63; (2) 0.73; (3} 125 por ciento; (4} "'5.2 (a) (1} 1.20 pie; (2} 0.82 pie; (3} 1.58 pie; (4) "'8.2 pie (a) 1.54; (b} "'7 2.16 m3/min (a) 3350 lbfh; (b} 29 pulg; (e) 7. 7 ó 9.6 pulg. H 2 O; (d)"' 9; (e) "'21 pie (a) 30.2; (b) 389 (a) 1.27; (b) 89; (e) 0.74, 0.0106 (a) 111,000 kJ/kg•mol; (b} 2.9 X 10 12 cm 3 /g•mol•s (a) 114,400 kJ/kg•mol; (b) 2.5 X 10 9 cmfg•mol-s co = 0.028, 02 = 0.064 (a) 215 ppm; (b) 180 ppm (a) 96.2 por ciento; (b} 82.1 por ciento (a) 130 ppm; (b) 55 ppm (a) 155/1; (b) 618°K; (e) -61 por ciento (a) 164/1; (b) -62 por ciento; (e) 645°F

7.1 7.3 7.5

78 por ciento 63 por ciento (a) 3.12; (b) 248; (e) 1220

8.1 8.3 8.5 8. 7 8.9 8.11 8.13

0.375 ton/día (a) 740 ppm; (b) 295 ppm (a) 875 ppm (a) 0.50, 0.81, 0.99; (b) 2410°K (a) 0.14, 0.49, 0.83; (b) 2325°K (a) 250 ppm; (b) 420 ppm (a) 0.11, (b) 0.57

9.1 9.3

0.211 ¡.¡m (a) 2.8 X 10 6 ; (b) 4.67 X 10 -l6

10.1 10.3 10.5 10.7 10.9 10.11 10.13

15.05 (a) 13.2; (b) 15.3 (a) 1489/1; (b) 8.07/1 (a) 13.69; (b) 12.88 (a) 14.5, 14.89, 15.2; (b) 14.79, 21.3, 69 (a) 370 pie 3 /min; (b) CO =-0.019, HC = 0.0040, NO= 0.00052 lb/min 1725"K

RESPUESTAS A LOS PROBLEMAS CON NUMERACION IMPAR

11.1 11.3 11.5 11.7

! '

1

0.0065 ppm, No (a)"' 0.15 a 0.45 km; (b} "'0.05 a 0.5 km 190-220 kg/h 0.256 unidades/s

'

635

--, Indice

A Absorción, 349-383 alcalina, 455-458 características generales de operación 349-352 coeficientes de transferencia de masa, basados en las concentraciones, 353-355 coeficientes totales de transferencia de masa, 355-357 curva de distribucion de equilibrio, 352 de olores, 603 de óxidos de nitrógeno, 502 relaciones de transferencia de masa, 349-352 Absorción infrarroja no dispersiva, 612 Aceite combustible o combustolio comenido de azufre, 441 emisiones de óxido de nitrógeno, 472 líquido sintético, 443 procesos de desulfuración, 443 Acetileno, 559 Ácido sulfúrico absorción de los óxidos nítricos, 502 aerosol, 46 efecto sobre la salud, 48 efecto sobre los materiales, 46, 48 formación, 45 neblina sulfúrica, 46-49

637

Adsorción, 328-349 adsorbato y adsorbente, definición, 328 adsorbentes, 329-332 adsorción química, 329 carbón activado, 331, 334, 463, 503 definición, 328 de los olores, 601 del óxido nítrico, 503 física, 329-330 isotermas, 333-337 lecho fijo, 337-340 perfil de adsorción, 337-346 punto de ruptura, 339 regeneración, 347-349 requerimientos para los equipos, 332 sílica gel, 331, 337 tamapo de la partícula, 330-331 tiempo de ruptura, 346 zona, 338 Adsorción en lechos fijos, 337-339 Adsorción física, 328-349 Adsorción por carbón, 330, 334, 463, 503 Adsorción química activada, definición, 329 Adsorción química, definición, 3~9 Aerosoles ácido sulfúrico, 46, 48 definición, 194 dióxido de azufre y la formación de aerosoles, 45, 526-528

638 el neblumo fotoquímico y los aerosoles, 525-529 sus orígenes, 200 Agencia para la Protección del Ambiente (APA) criterios sobre la calidad del aire, 79-81 Modificación de la Ley de 1970 para el Aire Puro, 73-77, 92, 93 niveles de advertencia para los oxidantes fotoquímicos, 522 normas para el monóxido de carbono, 44-45 normas para la emisión de los motores de aviación, 76, 575-576 normas para la emisión del escape de los automóviles, 76, 536 normas para los generadores de vapor que queman combustible fósil, 85, 90 Aglomeración, 235 Albedo, 103 Aldehídos, 517 Alquilbencenos, 523-524 Altura máxima de mezclado, 124-126 Alúmina activada, 331 Amoniaco emisiones globales, 137 fuentes, 137 reducción de los óxidos de nitrógeno, 500 su relación con el dióxido de azufre, 447 su relación con la vegetación, 58 su relación con la resistividad eléctrica del polvo, 289 tiempo de permanencia atmosférica, 137 umbral del olor, 595 Análisis de los gases, 611-620 celdas electroquímicas, 612 cromatografía gaseosa, 614 detector de ionización de la flama, 81, 616 electrodos químicos sensores, 612 espectrómetro de masa, 618-620 instrumento infrarrojo no dispersivo, 612 método colorimétrico, 81, 611 quemiluminiscencia, 81, 611 Anticiclón, 105 Anticiclón, Area no cumplida, 76-79 Argón, 23 Asbesto, 54, 75, 87

IN DICE Asentamiento, 107 Asentamiento por gravedad, 194, 219-224 Asma, 49 Atmósfera neutra, 114 Atmósfera normal internacional, 111 Atmósfera subadiabática, 114 Atmósfera superadiabática, 114 Atrapamiento de las plumas de las chimeneas, 131, 176 B

Bario, 75 Berilio normas para la emisión, 84, 87 su influencia en la salud 54

e Cálculo de las partes por millón (pprn), 23-27 Cálculo del por ciento de volumen, 24-27 California fuentes móviles de contaminación, 71, 531 Junta de recursos del aire, 548, 564 Junta para el control de la contaminación producida por vehículos automotrices, 535 normas para el monóxido de carbono, 44 primeras aplicaciones de las medidas de control, 67 Proyecto para autobuses de vapor, 560 Cámaras de asentamiento por gravedad, 235, 236-241, 302 características básicas, 241, 302 flujo turbulento en las mismas, 283 Capa límite planetaria, 105-108 Carbón de bajo azufre, 441 las emisiones de óxido de nitrógeno, 468, 469, 489 procesos de desulfuración, 443-444 Véase también Procesos de desulfuración, de los gases. de combustión Carbón activado, 331, 334, 463, 503 Carburación efectos de la evaporación del combustible, 535, 545-546 efectos de las emisiones del escape, 543

1

INDICE Casa de cambio adiabático seca Casas de bolsas, 200, 271-273, 304 Catálisis, 330 Catalizador de tres vías, 554 Celdas electroquímicas, 612 Ceniza fina, 17 definición, 194 variación de la resistividad, 289 Véase también Partículas Ciclón (meteorología), 105 Ciclones húmedos, 259-260 Cinética, 383-422 ecuaciones de tasa y orden de la reacción, 383-388 formación del ácido nítrico, 473-480 formación del dióxido de azufre, 435-440 formación del monóxido de carbono, 391-395 grupo consecutivo de reacciones, 386-389 paso para determinar la tasa, 388-389 proceso de combustión auxiliar, 397-422 tasa constante y energía de activación, 389-391 Cinética química, Véase Cinética Circulación del viento, 103-109 efecto de las chimeneas, 109 efecto de las fuerzas en la dirección de la misma, 105 sus causas, 103 viento geostrófico, 105 viento gradiente, 105 Cloro influencia sobre la vegetación, .58 umbral del olor, 595 Coeficiente de neblina, 33-36 Colectores húmedos, 252-270 características de operación, 260-270 desventajas, 269 eficiencias colectoras, 303 función, 259 impactación por inercia, 261 lavadores ciclónicos, 259-260 lavadores de cámaras de aspersión, 253-260 lavadores venturi, 260-270 caída de presión, 302 características de operación, 302 eficiencia colectora, 303 Combustibles alternativos, 575-579 Combustibles de bajo contenido de azufre, 441-442

639 Combustibles derivados del alcohol, 575-577 Combustibles sintéticos líquidos, 442 Combustión auxiliar (incineración), 397-416 catalítica, 397, 411-414, 4~0-422 cinética de la reacción, 416-420 desventajas, 399 flama directa, 401-403 recuperador, 415-416 térmica, 403-407 ventajas, 399-400 Combustión auxiliar con recuperación, 415 Combustión de dos etapas, 496, 567 Composición química del aire, 23 Concentraciones· urbanas del contaminante dióxido de azufre , 47, 434 monóxido de carbono, 43-44 oxidantes fotoquímicos, 520 óxidos de nitrógeno, 496, 514 partículas, 197 Conducción de superficie, 289 Conducción intrínseca, 289 Configuración del quemador del horno, 493 Contaminación del aire casos en el proceso, 18-19 definición, 5 naturaleza general de los problemas, 20-22 suposiciones básicas para su control, 21 sus orígenes, 58-59 Control de la contaminación del aire por los vehículos de motor, Ley de 1965, 71 Control del dióxido de azufre, 440-464 procesos de desulfuración de los gases de la combustión, 444-464 clasificaciones, 445 costos, 462 iilyección de caliza seca, 448 lavado alcalino con regeneración, 455-457 lavado alcalino doble 457 lavado alcalino simple, 455 lavado con ácido cítrico, 458-460 lavado con cal y caliza, 449-453 lavado con óxido de magnesio, 453-455 lavado en seco, 460 lechos fluidizados, 448 normas de la AP A,_ 434-435 tamices moleculares, 331

il' jll 11 11

li 11

1

j

640 Control del dióxido de nitrógeno. Véase Control de los óxidos de nitrógeno Control del monóxido de carbono, 394-397 cambios en el diseño de los motores, 548·551 cambios en los combustibles, 547 fuentes alternativas de energía para los vehículos, 55il-561 incineración térmica, 403-404 motores de carga estratificada, 555-556 motores rotativos de combustión, 556-558 reactores externos, 552·554 turbinas de gas, 565-569 Carboxihemoglobina, 41-45 Ciclo CARB, 13 operaciones, 564 Control de los contaminantes gaseosos, 327-422 absorción, 349-383 características generales de operación, 349-352 coeficientes totales de transferencia de masa, 355-357 curva de distribución de equilibrio, 352 olor, 602 óxidos de nitrógeno, 502 relaciones de transferencia de masa, 350·353 adsorción, 32il-349 adsorbatos y adsorbet tes, definición, 328 adsorción química, 329 carbón activado, 330, 334, 463, 503 definición, 328 física, 329 isotermas, 333-33 7 lecho fijo, 330, 337-340 onda de adsorción, 337-345 óxido nítrico, 503 punto de ruptura, 339 requerimientos de equipo, 332 sílica gel, 330, 337 tamaño de la partícula, 329-330 tipos de adsorbentes, 329·332 combustión auxiliar (incineración), 397-416 catalítica, 397, 411-414, 420-422 cinética de la reacción, 416·420 desventajas, 399 flama directa, 40 l-403 recuperador, 415-416

IN DICE térmica, 403-407 ventajas, 399-400 cinética química, 3il3-391 ecuaciones de tasa y orden de la reacción, 3il3·3il6 etapa de determinación de tasa, 3il8-389 formación del monóxido de carbono, 391-394 formación del óxido nítrico, 481-4il9 grupo consecutivo de reacciones, 386·3il8 proceso de combustión auxiliar, 416·420 tasa de la energía constante y de activación, 389-391 determinación de la altura de una torre empacada de absorción, 372-383 evaluación de la altura de la unidad de transferencia, 377-378 interpretación y evaluación del número de unidades de transferencia, 375-377. Véanse Control del monóxido de carbono; Fuentes móviles de contaminación; Control de los óxidos de nitrógeno; Control del dióxido de azufre. torre empacada de absorción, diseño básico, 358-360 balances de masa y líneas de operación, 358·3G2 diámetro de la torre y caída de presión, 362-366 relación de líquido a gas, mínima y de diseño, 360-362 Control de los hidrocarburos cambios en el combustible, 547 cambios en el diseño de los motores, 548-552 fuentes alternativas de energía para los vehículos, 558·561 motores de carga estratificada, 555-556 motores rotativos de combustión, 556 reactores externos, 552·554 turbinas de gas, 565-571 Véase también Combustión auxiliar Control de los olores, 599-604 absorción, 602 adsorción, 600 enmascaramiento, 603

641

INDICE neutralización, 603 oxidación, 603 ventilación, 600 Control de óxido nítrico. Véase Control de los óxidos de nitrógeno Control de partículas, 230-303 asentamiento por gravedad, 219·224 cámara de asentamiento por gravedad, 236·241 colectores húmedos, 256-269 características de operación, 253·256 desventajas, 253 eficiencia de colección, "·,,).ili9 impaLc.tctÓn de inercia, 260 lavadores ciclónicos, 259 lavadores en cámaras de aspersión, 257 lavadores venturi, 260-270 comparación del mecanismo, 204 diseño de la campana de salida del escape, 230 diseño de los duetos, 230 eficiencia de colección, 239-303 filtros de tela, 270-282 caída de presión, 275·2ill característ;cas de operación, 280 casas de bolsas, 271-273 construcción, 272-274 costos, 2il2 desventajas, 282 eficiencia de colección, 275, 280 impactación de inercia, 234 resistencia del filtro, 275 ventajas, 282 precipitadores electrostáticos, 282-300 características de operación, 286 costo, 304 eficiencia de colección, 295-300 función, 283, 299 húmedos, 298 mecanismo de colección, 284-286 resistividades eléctricas del polvo, 289 uso efectivo, 301 ven tajas, 283 predicción de la sedimentación, 224-229 resumen, 200 selección del equipo, 300-303 separadores ciclónicos, 242-251 caída de presión, 250-251 características de operación, 241 costo, 251 de involuta, 242, 243, 250

de paletas axiales, 242, 250 dinámicos, 252 eficiencia de colección, 241-253 tamaño, 250 Criterios de la calidad del aire, (CCA), 72, 79-81 Cromatografía gaseosa, 614 Cromatograma, 615 Curva de distribución de equilibrio, 352 D

Daños a la vegetación, 56-58 amoniaco, 58 cloro, 58 dióxido de azufre, 56 dióxido de nitrógeno, 56 estructura de la hoja, 56·58 etileno, 58 fluoruros, 38, 57 hidrocarburos, 58 lluvia ácida, 50-53 monóxido de carbono, 40 nitrato de peroxiacetilo, 37 ozono, 57 partículas, 37 sulfuro de hidrógeno, 58 Datos de entalpía del aire, 630 Descomposición catalítica de los óxidos de nitrógeno, 500 Desviación normal, 147 Detector de ionización de flama (DIF), 81, 616 Detector fotométrico de la flama, 621 Diámetro de la partícula, 210·212 aerodinámica, 206 masa mediana, 211-212 número mediano, 210·212 valor de Stokes, 206·207 valor modal, 210·212 Difusión de los gases, 350-351 recolección por, 234 Dióxido de azufre, 45, 56 características, 45 concentraciones urbanas, 56, 434 efecto sobre la formación del neblumo fotoquímico, 525 efecto sobre la salud, 48 efecto sobre la vegetación, 56 efecto sobre los materiales, 46-50 formación, 436-440 fuentes, 17, 58-60, 434

i l 11

1.·.1

1 1

642 IN DICE monitoreo, 621 nonnas de enlisiún, H9 normas para la calidad del aire, 4 1), Hl, 4~4 reacciones de remoción, 1:16 tendencias anuales de emisión, 4:14 Diúxido de carbono bandas de absorción, :16 concentraci6n nonnal en aire seco, 2:~ efecto de la temperatura atmosférica, 101 emisiones globales, J:Hi, 1:17 fi>rmación a partir de la oxidación de: monóxido de carbono, ;1!) 1-:192 fuentes, 1~7 reacciones de remoción, 1:Hi reducción de la radiación solar, :17. lOO su adsorción, ~:17 tiempo de permanencia atmosférica, 1~7

Dióxido de nitrógeno características, 467 concentración norn1al en el aire seco,

del terreno. Vht.lf' lomhi;n Meteorología, 174-175 distrihuciún gaussiana o nonnal. IHO-IH4 cstin1ados de concetllraciún originados

en diversos puntos, 179 varios tiempos de muestreo, 175 evaluaciún de desviaciones nonnales, 154-15!) fuentes lineales, 146-14!) lll<Íxinla conccntraciún lineal a nivel del terreno, 162-165, 174-175 modelo de difilsión turbulenta, 144-146 modelo gaussiano de dispersión, 14H-154 trampa de inversión de la pluma, 175 Dispositivos coulométricos, 611, 622 Distribución gaussiana, 146-14H Distribución logarítmica normal, 210-21 H Distribución normal. 14H f)istribución numérica, 210

del nitrógeno del combustible, 4H!) termodinámica, 47~ formación fotoquímica en el neblumo, 512-514 fuentes, 50!) influencia sobre la salud de los seres humanos, 468 influencia sobre la vegetación, 55-56 influencia sobre la visibilidad, 2H-5:l monitoreo 622 normas de la calidad del aire, 46H variación diurna, 524 Diseño de la campana del escape, 2~0-23:1 Diseño de los duetos, 230-233 Disociación del oxígeno, 511 concentración normal en el aire seco, 23 la formación del ozono y el oxíge•10 monoatómico, 511 Dispersión de los contaminantes. t'éme Dispersión gaseosa Dispersión desde una chimenea alta, 444 Dispersión gaseosa, 148-180 altura de chimenea efectiva, 165-171 máximas concentraciones a nivel

l

1

643

n1otorcs rotativos de cornhustiún, :,;,()

Véase también Trastornos de los bronquios El'cctos sobre la misma por las diferentes materias:

asbesto, '>4 dióxido de azufre, 3 1), 4H-'>0 dióxido de nitrógeno, !í3, 4ti7 hidrocarburos, :>:~

metales, 54 monóxido de carbono 41-44 oxidantes foLoquírnicos, :'"')4, :'"')21-:'"')22 panículas, :18-39, 1<)~ Eficiencia colectora, 203-210, 2:17, 241i, 21i4, ~~)') Eficiencia fracciona!, 20:>, ~Olí, ~44 Electrodos, sensores químicos, lil~ Eliminadores de la neblina, 2!í7 Fl océano la absorciún del diúxido de carbono, 13'>

carat terísticas de operac·ión, :102 casas de bolsas, ~00, ~70-273, :10~ con si rucciún, 270

costo, 2H2 desventajas, 272, 281 d'iciencia de colecciún, 270, 30:1 in1pactaciún por il'ercia, 274 retardo del filtro, 277-~7H ventajas, ~H 1 Flama de acetileno, 403 Fuentes de contarninaciún por queJn;Hio

de combustible. VPamr Fuentes múviles de contaminaciún; Control de los úxidos de nitrógeno; Co11trol de diúxido de azufre. Fue11tes lineales, 177-179 Fue11tes múviles de nmtaminaciún, 4~4. '>:17-544 crnisiones de las turbinas de gas,

5fi'>-'i71i erni~iones de los r.Jotorc."i de

turiH)rrearriún, ;'"')f)!')-576

patrones de viento en las cercanías,

E

IO:l

crni"iiones de los nlolorc.s dicsel,

El úxi~eno monoatúmico

2~

concentración urbana, 41i!) limnación

1

INDICF

Ecuación de Brunauer-Emmett- I'eller (B.E.T.), :l:\6-:l:\7 Ecuación de Dan·y. 276 Ecuación de Deutsch, 29:1 Ecuación de la difusión de Fick, 145-146 Ecuación tipo Arrhenius, ;1!)0 Efecto de invernadero, 1O1 Efecto de la humedad sobre la resistividad eléctrica del polm, 288-28!) Efecto de la isla calórica, 1:15 Efecto Raman, 5H!) Efectos contaminantes sobre los metales el dióxido de nitrógeno, 54 las partículas, :17 los óxidos de azufre, 47 Efectos de los contaminantes sobre los materiales compuestos de azufre, 46 oxidantes fotoquímicos. 55 partículas, 38-3!) Efectos del humo del cigarro, la carboxihemoglobina, 45 las partículas. !\!) Efectos electrost;íticos, 2:1~ Efectos respiratorios dióxido de nitrógeno. --Hi7 efectos de las partículas, :17-39 intluencia de los oxidantes fotoquímicos, 55

y la forrnacic'nl

del ot.ono, ,-, 11 Emisiún de los vehículos de ~asolina, '>:14, :í:{().C¡37 Emisiones de los motores diese], ~O 1, _-,¡¡ ¡.;,¡¡r, En1isioncs de un rnotor turhorrotatorio,

,-,¡¡,;.:,7') Erni~ione~

del cúrter, :Y.F), :-)1:)

E m i.siones del escape motores diese!, ~O 1, 'íli ¡.e,¡¡;, su ori~en, :í34, c,~7-">44 turbinas de ~as, 47~. :íliVí7:í Ernisione~

'>fi 1-c>li'' emisiones del cárter, 545 crnision('"i cvaporalivas, !')46 fue11tes opcio11ales de ener~ía para los vehículos, !'>58 1notores de car~a estratiricada, 555 motores rotativos de combustiún, 5:ífi ori~en de las emisio11es del escape, '>'l7 reactores externos, :>:>2-:155 reducciú11 de la ernisiún cambios en el combustible, 547 cambios en el diseño de los motores, .~48-552

del escape de un a\·iún,

,-,fifi-'í7'í normas, 76, H:l, 'í7fi turbina.s de ~as, c,¡¡c,.;,74 Emisiones ev·aporativ·a.s, ;,:-\:í, ;;4c,_c,47

Fuer1.a de Coriolis, 104-IOH Fuena de fricciún, IO'i-109 Fuer1.a del ~radien te de presiún, 10~-1 0!) Fu ncic'.n de error, 21 :>, fi2~J

Enfriarniento de la zona de cornhu"it ic'Hl,

4'12 Espectrúmetro de masa, fi 1H haporaciún del cornbustible, e,;{;,, :í4:í-é>4 7

(;asificaci!m del carbún, 44.'\ (;as 1.1', c>4H

E\·apordci(Hl por lo~ re~piradcro~ de los

Ca~

t47 F

(;

natural

límite de combustiún, 40;! ( ;asohol, (met.cla de meta11ol y gasolina), :>7:) Ca~olina

Filtros de tela, 200, ~70-;!i-\2 caída de pn:sir>ll. ;!7:>-27'1

límite de combustión, 402 productos de emisiún, 536·5~7

,,

1

644

IN DICE

Gradiente de la temperatura potencial, 115

H

Hidrocarburos emisiones globales, 137 fuentes móviles para emisiones del cárter, 535, 545 emisiones del escape, 537-574 evaporación del combustible, 545-547 gasolina, 535-537 motores de aviación, 566-572 motores diese!, 561-565 normas de emisión, 536, 574 su controL Véase Control de los hidrocarburos la salud, 5:1 (monitoreo), SO, 620-624 normas de calidad del aire, 74, S 1 su influencia en la fonnaciún fotoguímica del neblumo, :199; 515-520, 522-524 fotoguímica, 515-517 historia diaria, 524-526 oxidación del dióxido de azufre, 526-530 reactividad, 522-524, 536 vegetación, 53, 56-5S visibilidad, 46 su influencia sobre los materiales, 5:1 Hidrocarburos (cancerígenos), 53 I-lidr(>geno límite de combustión, 402 reducción de los óxidos de nitrógeno, 499 Hollín definición, 194 efecto sobre los materiales, 5:1 motores turborrotatorios. 51i5 quemadores, 402 Humo definición, 194 efecto sobre la salud, 3S efecto sobre la visibilidad, 2S motores de aviación, 566 motores diese!, 561-565 n1otor turborrotalorio, 5GS (jL emadores, 402 Humos, su definición, l!l4

lmpactación centrífuga, 251 lmpactación por inercia, 233, 235 colectores húmedos, 252-270 filtros de lela, 270-2S2 Incineración catalítica (oxidación), :l'l7, 411-414, 420-422 producción de olores, 603 Incineración por llama directa, 401-40:1 Incineración térmica, :197-422 Incineración, VirtsP Combustión auxiliar lndice de emisión, 561i 1nsolación, 100-10:1 Instrumentación, 607-li24 análisis de los gases, li ll-li20 an<ílisis de partículas, 609 celdas elettroquímicas, lil2 cromatografía gaseosa, 614 detector de la ionización de la llama, li 1li electrodos químicos sensores. lil2 equipo infrarrojo no dispersil'(>, lil2 espectrómetro de masa, li 1S método colorimétrico, 611 quemiluminiscencia, 617 tren de nHie~lreo, tilO lntercepci<'>n direua. 2:H Inversión de la radiación. 1 1S-120 lnversiún del asentamiento. 114 ln\·ersiones

atrapamiento de la pluma de la chimenea, 1:Hl-1 :ll radiación, 1 1S suhsidencia, 117. 11 S su efi·cto, 1 17 Isotermas de adsorción. :l:\4-:1:1;, L La co1nbustiún con1o lút'nlc de

contanlinaciún. Vianst> Fuentes nlÚ\ iles de contanlinaciún; Control de los t')xidos

de nitrúgeno; Control del diúxido de a1.ufre La energía eléLtrica como fuente de contaminación, 1'l:I-46H La heJlloglohina. ~u colnhinaciún con el mon<'>xido de carbono, 41 -+4 L1 legislaciún fi:deral ~ la calidad del aire. 7:'í-H 1 La ll'gislaciún federal \ las normas de fúncionaniit'JJt<J, H2-~):~

--.,

645

INDICILa legislación federal y las normas nacionales para la emisión, 68, 79-90 534-536 La salud de los animales influencia de las partículas, :17 influencia de los compuestos de azufre, 4S La salud humana asbestos y. 54 dióxidos de nitrógeno y, 53, 467 dióxido de sulfuro y, 39, 4S-50 hidrocarburos y. 5:1 metales y, 54 monóxido de carbono y, 41-44 partículas y, 3S-:l!l, 193 oxidantes fotoquímicos y, 54, 521 522 Las emisiones del escape y la sincronización de la chispa, 555 Las panículas 1' la precipitación, 19:1 Las sustancias olorosas y la radiación

ultravioleta, 5H'l Lavado alcalino con regeneración, 447. 4:)'>--157 L1vado con cal \ ediLa, 449 Lavado con citratos, :Li4, :164 447. 458 Lavado con óxido de magnesio. 447. 4:i:l-Fí5 Lavado en seco, 41i0-41i2 Ln·adores ciclónicos, 2:-J'l-21í0 Lavadores de címaras por aspersiún. 25:1-25') LIYadores 1·enturi. 260·270 caída de presiún, 262. 21i4. 21iS CJLlCterísticas de operación. eficienci
2()~)

1 elocidad de las gmitas, 2ti2 Lcgislaciún Ceder;d, li7-~l:l aplicaciún \ cumplimiento de las normas. ~ll-'l:\ c1 iterios sobre la calidad del aire, 72. 7~l-H

l

historia, l'l-H4 normas de emisiún para la calidad del aire ambiente. 1-l. /ti. Hl-'lO nonnas estadunidenses de enli~iún \ funcion,nniento. 7--l-. K2-H--ll.e' de Fick. :1:,1 l.e\ del aire puro de 1'l:ili (lngbtnr.ll. l'l. ti'l l.c1 del .1in· pulll de l'Hi:l (F.l .). ii
Ley de Stokes, 220-222, 245, 286 Ley de Stokes-Cunninghan, 221 Ley para el Control de la Contaminación del Aire de 1955, 68 Enmiendas (1960 y 1962), 69-71 Ley para el Control de la Contaminación del Aire de 1967, li9- 73 Ley para el Control de la Contaminación del Aire de 1970, 73-77 Enmiendas (1977), 77-79 Líneas de operación, 358-360 Litigios promovidos por los ciudadanos, 76, 93 Luz coeficiente de nebulosidad, 33-36 dispersión y absorción, 29-'13

Ll

Llmia <Ícida. S0-5:1 sulfatos en la 11m ia :1cida, :í2, :'i27

\1

\!ediciones colorimétricas, 7'l, lil 1 \!ediciones de umbral de los olores, 5'l 1 \!ediciones de umbral superior, :i'l4 \ledidor de olores. 5'1:1 \leteorología. ~l'l-141 altura maxima de mezclado, 124 ci•nllaci
646

IN DICE

de cono, 130 de espiral, 130 de fumigación, 132 sedimentación de las partículas, 224-230 terrenos circundantes, 133 radiación solar, 100 rosa de los vientos, 124 tasa de cambio, 109·120 velocidad del ,·iento, 120. 124 :\létodo de la para-rosanilina, 622 :\létodos de control del gas de combustión para los úxidos de nitrógeno, 499-504 absorción, :102 adsorción. :;o:Li04 descom posiciún catalítica. :;oo recirculación, 4~J:l-4~J:; reducción catalítica, :;oo.:;o2 :\lezclado altura múxirna, 12..J. altura media. 124 \!()(lelo de difüsiún turbulenta, <JC,-146 :\!()(lelo gaussiano de dispersiún, 14H-I C,4. IHO-IH4 :\lonitoreo. ~J 1 diúxido de azufre, ~JI, 621 hidrocarln;ros. 'JI, 620 monúxido de carbono, 91. 620 oxidantes fotoquímicos, 91. 624 úx idos de ni t rúgeno, ~J l. 622 partículas. q l. liO~J \lonúxido de atufre. 43H \lonúxido de carbono. 17, 40-4:1 adsorciún. :l:ll cinética de f"ormaciún, :l'J J.:l93 cint·tica de la~ reacciones experi rne11tales. 4lli-420 Ullllt'lltracione-. urhtLIIa..,_ -l-l UJncentraciún nonnal en el aire ~eco. ~:l

cieno "'lne la ,;rhul. 41-·ti elt-no solne los materiales. 41 emi-.icnJe-.. gloh;de..,, -1-0. 1:{7 fuentes del nris.no. _-,,J. 1:11 ..194. lrunl!ihl Fuentes múviles filen tes 111<.1\ iles . ."J'J. 1:l/ ernisiones del escrpe ..-J40

\'ht.\f

llloturc.., de ~t\·iacic·Jil. .)flfi-.)71 Jlloton·-. die-.,el. .lli J .•)f).~>

norn1a" para 1<1 eJni ... H.Jll.

.J~H)

"ll ( Olllrol. \ ánf' tamhién Control

del

Jll(JJH.,:\id(J

de carbono

]ÍJllitt· de< II!IIIHI...,til.lll.

..J.(J~

monitoreo, Hl, 620 normas de calidad del aire, 74, H1 reacciones de remoción, 136 su efecto en la formación filtoquímica del neblumo, 40, 519-520, 52H su efecto en la reducción de los óxidos de nitrógeno, 499 su efecto sobre la vegetación, 41 sus características, 40-41 tiempo de permanencia atmosférica, 137 Motores, Véase Fuentes móviles de contaminación :\fotores de carga estratificada, 555 !\1otor Stirling, 55H :\lotor Wankel, 556

:\

\:ehlina coeficie11te de la, :l:l-:Hi \:ehli11a, de ácido sulfúrico, 4:~:'i-4:n definición, 1'J4 sus orígenes, 200 \:eblina ácida orígenes de la misma, 46 sulfúrica, 46, 4H, 436, :127 \:ehlumo fútoquímico, 20, .)0-.)3, C,O'J-:130 control de los oxida11tes, 624 el oxígeno monoatúrnico y la fónnaciún del ozono, :; 1 1·:120 hidrocarburos, :11 :) historia diaria de los contanlinante~ presentes, :)24 oxidació11 del dic'Jxido de azufre, :126 oxidantes presentes, '>20 papel de los óxidos de 11itrógeno, :i 12 reani,·idad de los hidrocarburos presentes, 522 termodinámica de las reacciones fotoquímicas, :10'J \:eblurno. ¡·,;{1.\f \:ehlunro fotoquímico \:egro de humo. 2HH :\ iehla definiciún. 1'14 presencia de partículas. 1~J:-l :\ itrato de peroxiacetilo. _-,~ . .'i21 :\itrato de peroxibenzoilo ..14. :121 :\itratm de acilo. :íl/ :\itn-)g-eJJo pre~ente en el cotnbuqiblc. ~H'I

'

~

[111

INDICI·:

647

H

i' 1

Norma de compensación, 7H Normas de emisión en la legislación federal, 75, 76, H2-'JO Normas para la emisión de los automóviles, 76, H2, 534-535 NPA (nitrato de peroxiacetilo), 511-l-521

o Oficina rle Minas, 459 Olores, 5H5-604 el sentido del olfato, 5H6 escape de motores diese!, 561 influencia de la composición química, 5H7 influencia de las propiedades físicas de las sustancias, 58H técnicas de medición, 590, 596 teorías sobre los olores, 5H6 nlores de umbral, 595 Oxidantes fotoquímicos, 55, 520 efecto sobre la salud, 54, 55 efecto sobre los materiales, 54 monitoreo. 624 normas de calidad de aire para, 81 Véanse también Peróxido de hidrógeno: Dióxido de nitrógeno; Ozono Oxidantes. Véanse Peróxido de hidrógeno; Dióxido de nitrógeno; Ozono Oxido nítrico, 53 características, 467-468 formación, 473-488 cinética del mismo, 473-488 del nitrógeno del combustible, 489 termodinámica, 473 formación fotoquímica en el neblumo, 509-530 fuentes, 510 Véase también. Oxidos de nitrógeno historia diaria, 524 influencia de la oxidación del dióxido de azufre, 526-530 monitoreo, 624 presencia de los hidrocarburos, 515 Yariación diurna. 515 ()xidos de nitrógeno, control de los mismos, 479-503 fuentes móviles, 493 cambios en el combustible, 547 cambios en el diseño del motor, 548 fuentes opcionales de energía para los ,·ehículos. 558 motores de carga estratificada, 555

1

motores rotativos de combustión, 556 reactores externos, 552 turbinas de gas, 565-579 métodos de control de la combustión, 479-499 combustión en dos etapas, 496 configuración del quemador del horno, 493 enfriamiento de la zona de combustión, 492 exceso de aire, 491 recirculación de los gases de la combustión, 493 temperatura del aire de combustión, 479-499 métodos de control de los gases de la combustión, 499-503 absorción, 502 adsorción, 503 descomposición catalítica, 500 reducción catalítica, 500 tamices moleculares, 331 Oxidos de nitrógeno. Véanse Oxido nítrico; dióxido de nitrógeno Ozono características de absorción, 541 concentración normal en el aire seco, 23 efecto sobre la radiación solar 510 efecto sobre la vegetación, 56 efecto sobre la visibilidad, 28 la salud y el ozono, 54, 55, 521 su efecto sobre los materiales, 55 su influencia sobre la formación fotoquímica del neblumo, 512-524 efecto de los óxidos de nitrógeno, 512 efecto del oxígeno monoatómico,

,511 efecto sobre los hidrocarburos, 515 historia diaria, 514 monitoreo, 624

p Partículas, 193 concentraciones urbanas de la media anual, geométrica \ máxima, 198 promedio, 197 unidades básicas para la expresión, i98 definición, 28

!¡¡

~ 11

,1

---, INDlCl'

648 definición de los términos que las describen, 194 distribución de las mismas, 196 efecto sobre la visibilidad, 28 coeficiente de nebulosidad, 33-36 dispersión y absorción de la luz, 29-33 efecto sobre los materiales, 3 7-41, 54 fuentes, 196-203 impacto sobre la salud, 38-39, 54 monitoreo, 82 normas de emisión, 89 normas de la calidad del aire para las mismas, 40, 73 reacción en el dióxido de azufre, 436 sedimentación desde las chimeneas, 224-230 tamaño de las mismas, 195 velocidades de asentamiento, 219-222 Partículas cancerígenas, 41 Patrones de viento cerca de las bahías, 103 Patrones de viento cerca de los lagos, 100 Planta de energía con el ciclo Brayton, 558-560 Plantas, Véase Daños a la vegetación Plomo efecto sobre los catalizadores, 414 normas para la calidad del aire, 81 Pluma boyante, 130, 131 Pluma cónica, 130, 131 Pluma en abanico, 132 Pluma (en espiral), 130, 131 Plumas de fumigación, 132 Plumas de las chimeneas, 130 boyantes, 132 cónicas, 130 de abanico, 132 de atrapamiento, 130 de espiral, 130 de fumigación, 132 efecto de la circulación del viento, 109 influencia sobre la deposición de las partículas, 224-230 terreno circundante, 133, 134 Véase también Dispersión gaseosa Plumas_ Véase Plumas de las chimeneas Política bancaria, 79 Polvo definición, 194 efecto del polvo sobre la visibilidad, 28

resistividad eléctrica, 2HH-29l su origen, 200 Véase también Partículas Precipitadores dinámicos, 204, 252 Precipitadores electrostáticos, 2H2-300 características de operación, 302 costo, 297 eficiencia de colección, 2H2, 294-297, 303, 303 función, 283, 299 húmedos, 29H-300 mecanismo de colección, 2H4-2H9 resistividad eléctrica del polvo, 2HH-292 uso efectivo, 301 ventajas, 283 Precipitadores electróstaticos húmedos, 298 Proceso alcalino doble, 457-458 Proceso de Claus, 501 Proceso de inyección de caliza seca, 447, 446-449 Procesos de desulfuración aceite, 443 carbón, 443-444 gases de la combustión, Véase Procesos de desulfuración de los gases de la combustión Procesos de desulfuración de los gases de la combustión, 443-444 costos, 462 inyecci6n de caliza seca, 448-449 lavado alcalino con regeneración, 455-457 lavado con cal y caliza, 447, 448-451 lavado con óxido de magnesio, 453-455 normas de la APA, 90 su clasificación, 447 Procesos desechables de lavado, 449 Procesos químicos como fuente de contaminación, 137, 468 Procesos regenerativos de lavado, 453-460 Pulverización, 198 Punto nulo, 233

Q

Quemadores, 402-403 Quemiluminiscencia, 81, 617

649

INDICE R Radiación solar, l 00-103 absorción atmosférica, 36-37 cantidad absorbid;: en la superficie ele la Tierra, 101-106 efecto de las partículas, 30 efecto del dióxido ele carbono, 37 efecto del ozono, 511 efecto del vapor ele agua, 105 insolación, 100-1 O~l Reacción estequiométrica, 53H Reactores catalíticos, 553 Reactores externos, 552-555 Reactores térmicos, 552 Recolección centrífuga seca, 200 Recorrido libre medio, 220-221 Reducción catalítica ele los óxidos de nitrógeno, 500-502 Reducción de la emisión del escape en los motores de combustión interna, 558-559 Reducción de las emisiones del escape cambios en el combustible, 547 cambios en el diseño de los motores. 548-552 fuentes opcionales de energía para vehículos, 558-561 motores de carga estratificada, 555-556 motores de combustión externa, 558 motores rotativos de combustión, 556-55H motor Stirling, 558 reactores externos, 532-555 sistemas de energía de ,-apor, 560 turbina de gas, 565-572 Reflexión del terreno, 151-154, 164 Regiones de control de la calidad del aire (RCCA), 72-75 Rosa de los ,-ientos, 126-130

S Sentido del olfato, 5H6 Separación en ciclones de paletas axiales, 242-243 Separador ciclónico de tubos múltiples, 242 Separadores ciclónicos, 242-252 caída de presión, 250 características de operación, 204, 302 costos, 2:1 l

de alta eficiencia, 204, 244, 2c,o, :lO:l de involuta, 242, 24:\, 250 dinámica, 204, 2'12 efecto del tamar'io de las partículas, 241' 24'1-249 eficiencia fracciona!, 1H9 247 eficiertcias de colección, 244, 24'í-247, 30;1 estimado del rendimiento, 250-251 paletas axiales, 192 242, 243, 250 proporciones normales, 247 su función, 242 tamaño, 2'í0 vueltas efectivas, 244 Separadores ciclónicos de involuta, 242-252 Sílica gel, 330 Sistemas eléctricos de energía (automc'Jviles) 560-561 Sorción del carbc'Jn_ Véase Aclsorcic'Jn del carbc'Jn

T Tamices moleculares, 331-'\32 Tasa de cambio, lll Tasa de cambio adiabático, ll-0-111 Tasa ele flujo superficial de la masa ele gas, 363 Tasa de flujo superficial de la masa de líquido, 364 Técnicas de Griess-Saltzman, 623 Técnica de West-Gaeke, 622 Técnicas ele _jacobs-Hochheiser, 623 Teoría de la dispersic'Jn de Rayleigh, 29 Termodinámica formación del c'Jxido de azufre, 437-440 formación del c'Jxido ele nitrúgeno, 473 reacciones fútoquímicas, 509-521 Torres de enfriamiento, 257, 349 Torres empacadas ele absorción, 349-3H3 determinación de la altura, 372-3H3 interpretación y evaluación del número ele unidades de transferencia, 375-377 diseño básico, 349 balances de masa y líneas ele operación, 35H-36H diámetro de la torre y caída de presiún, 366, 372 relaciones de gas a líquido, mínimas y de diseño, 360

1

J

650

INDICE

Transferencia de masa. Vh«f Absorción Trastornos de los bronquios causados por, lH el asbesto, é>4 el dióxido de azufre, :; 1 el dióxido de nitrógeno, é>4, 4GH los oxidantes lútoquímicos, é>4 Tren de muestreo, li07 Triúxido de azufre. 4:; efecto sobre la resistivad eléctrica, ~HH-~!1:1

el"ccto sobre la salud, ;,o lúrmaciún. 4:1H-440 l"ri<>xido de nitrúgeno, 41ii l"urhinas de gas, 47~. ;,(;;,.,-,¡ 1 l"urhulencia, 1~H Turbulencia com·ecti\"a, 1~9 l"

nidad dl' l'nergía del ciclo Rankine, l nidadt·s de transferencia conn·pto de las mismas, :li~ l'\".:liH intcrpret;.tciún ~- t'\'aluaciún de su

:)(j()

llÚillt'lO, ~~7:-><~77

~

_,...r'

\'a por de agua bandas de absorción, 36 concentraciún nonnal en el aire seco, ~3

efecto sobre la radiación solar, 37, 101 efecto sobre la visibilidad, 2H \' elocidad de deS\·iación, 2H6 \'elocidad del ,·iento, 120·124 \'elocidades de asentamiento, 219 \'elodicad molecular, 221·222 \'iento eléctrico. 2H7 \' iento geostrófico, 1o:; \'iento gradiente, lOé> \'isihilidad definición, 2H·29 el"ecto de las panículas, 2H·36 coeficieme de nebulosidad, 3:1-:lli dispersiún y ahsorciún de la luz, 2'1-:1:1 efecto de los compuestos de azufre, 46 efecto de los hidrocarburos, 46 efecto de los úxidos de nitrógeno, 29 efecto del dióxido de azufre, 2H cfl'ctn del otono. 2H efecto del ,·apor de agua, :li, :IG

\"

1

\"<dores ctlúrin>S dl' los combustibles. 107 \":dores de umbral de los olores ..-,,,_-,

/("olita' sinti·ticas. :1:11

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LA EDICIÓN, COMPOSICIÓN, DISEÑO E IMPRESIÓN DE ESTA OBRA FUERON REALIZADOS BAJO LA SUPERVISIÓN DE GRUPO NORIEGA EDITORES BALDERAS 95, COL. CENTRO. MÉXICO, D.F. C.P. 06040 02957230015ENER02012920DP92411