CC BY
27
::: удк 504.054
Щ «Отходы — в энергию»: оценка экологических
V ■ ■ ^
последствии с учетом супертоксичных выбросов
111 А. П. Хаустов,
!!! ФГАУ ВО РУДН, Московский институт энергобезопасности и энергосбережения, Ш доктор геолого-минералогических наук, профессор
Ш М. М. Редина,
■ ■ ■ ФГАУ ВО РУДН, Московский институт энергобезопасности и энергосбережения, 2 . | доктор экономических наук
Одна из ключевых проблем при сжигании отходов с целью получения энергии - образование суперток-¡¡I сичных компонентов выбросов. Рассмотрен зарубежный опыт и перспективы внедрения технологий ' ' ' «отходы - в энергию» в России и показаны возможности применения индикаторных соотношений поли" ' циклических ароматических углеводородов для определения источников загрязнения.
Ключевые слова: утилизация отходов, сжигание, полициклические ароматические углеводороды, ; ; 2 индикаторные соотношения.
Во многих странах практикуется сжигание отходов с одновременным производством электрической и тепловой энергии. Такой подход рассматривается как одно из перспективных направлений альтернативной энергетики благодаря одновременному решению двух важнейших проблем: утилизации отходов и получения дополнительных источников энергии. При этом используются различные технологии и комбинации сжигающих установок, например совместное сжигание угля и твёрдых бытовых отходов (ТБО).
В США топливо из отходов (refuse-derived fuel, или RDF) получают с 1974 г. По данным [1], популярность данного способа утилизации в разных штатах составляет до 65 %. В отчёте по обращению с твёрдыми муниципальными отходами [2] указано, что в 2011 г. сжиганию с получением энергии было подвергнуто 3,3 млн тонн ТБО. Опыт других стран также подтверждает эффективность данного способа - к примеру, энергии, вырабатываемой на мусоросжигательном заводе Шпиттелау (Австрия) достаточно для отопления 60 тысяч квартир.
Для России наиболее экономически эффективным является сжигание отходов при тепловой мощности предприятия около 25 МВт. Масса отходов, сжигаемых на таком предприятии, в зависимости от их удельной теплоты сгорания может изменяться от 40 000 до 100 000 тонн в год [3]. Это мощный стимул для утилизации ТБО с одновременным получением энергии. Однако для поддержки производства энергии из альтернативных источников необходимы экономические льготы. Учитывая близкую перспективу исчерпания мощности многих полигонов ТБО (например, в ближайшем Подмосковье мощности полигонов, по официальным данным, хватит не более чем на 2 года), сжига-
ние отходов становится одним из перспективных выходов для российских мегаполисов и некоторых регионов.
Не останавливаясь на специфике законодательного регулирования производства энергии таким способом, рассмотрим важную проблему опасности выбросов при термической переработке отходов. Именно супертоксичные компоненты выбросов, такие как диоксины и полициклические ароматические углеводороды, являются одной из основных причин неприятия технологий сжигания отходов в России и ряде других государств.
Тенденция сжигания стала основным направлением большинства программ по обращению с отходами в экономически развитых странах [4]. Становится реальным запрет на захоронение тех отходов, которые можно сжечь, и на сжигание тех отходов, которые можно переработать. К отходам, которые можно сжечь, относится большая часть ТБО, а к отходам, для которых сжигание признаётся единственным цивилизованным методом уничтожения, - медицинские, биологические и отходы ветеринарии.
При сжигании на ТЭЦ всех видов топлив образуются супертоксичные компоненты, в частности полициклические ароматические углеводороды (ПАУ). Аналогичная проблема возникает при работе мусоросжигательных заводов, причём отрегулировать их технологический процесс для снижения объёмов супертоксичных выбросов сложнее, чем на ТЭЦ, в связи с разнообразием состава отходов. Так, в 1998 г. в США было приостановлено использование около 50 % инсинераторов при больницах в связи с необходимостью дополнительного анализа их выбросов, содержащих фураны, диоксины и другие токсичные поллютанты. В России этим видам загрязнителей уделяется мало внимания в связи с трудностью их аналитического определения в природных средах и продуктах техногенеза. В то же время зару-
ВНЯВИЙЙВЗЙПАДоймЯНИИхйАНЯКВУЯ!^
бежные источники содержат многочисленные количественные оценки этих выбросов, осуществляются полномасштабный мониторинг по различным показателям и жёсткое нормативное регулирование присутствия данных веществ в окружающей среде; в России в большинстве случаев контролируется лишь 3,4-бензпирен.
Поступая в окружающую среду, ПАУ оказывают канцерогенное и мутагенное воздействие на организмы и могут стать причиной серьёзных заболеваний. Несмотря на принадлежность к группе относительно стойких загрязнителей, они подвергаются трансформации под действием факторов среды, и продукты трансформации также небезопасны. Источники ПАУ помимо искусственного генезиса могут являться природными.
Условно все ПАУ подразделяются на пирогенные (образовавшиеся в результате процессов горения, в том числе бытовых отходов); петрогенные (не связанные с горением, например нефтяного происхождения) и биогенные (рис. 1).
ку это связано с определением виновников загрязнения.
Чаще всего в целях выявления источников загрязнений используют отношение пар изомеров ПАУ [5], отдельные коэффициенты и биомаркеры. Имея данные об индикаторах источников, можно оценить активность того или иного источника и с помощью технических средств регулировать объёмы продуктов и качественный состав сгорания отходов, минимизируя токсичность выбросов.
На основе обширного эмпирического материала предлагаются коэффициенты, позволяющие относительно уверенно идентифицировать природу ПАУ. Для определения их источников необходимо учитывать относительную термодинамическую стабильность исходных изомеров ПАУ. Также необходимо знать характеристики источников ПАУ и изменения в их составе при оценках миграции от источника к среде, относительную устойчивость различных изомеров ПАУ и другие факторы их миграции и трансформации. Так, для условий атмосферы ряды ста-
□ □ □
□ □ □
□ □ □
□ □ □
□ □ □
□ □ □
□ □ □ □ □ □ □ □ □
Хризен 1,2-бензпирен
1, 2-5,6-дибензантрацен
3,4-бензпирен
Флуорантен
Антрацен Пирен 2,3-ортофениленпирен 11,12-бензфлуорантен 3,4-бензфлуорантен 1,12-бензперилен
Коронен Тетрафен
Стабильность ПАУ (зима)
Пирен
Антрацен Хризен Тетрафен Коронен 11,12-бензфлуорантен 3,4-бензфлуорантен
1,12-бензперилен
3,4-бензпирен
->■
Стабильность ПАУ (лето)
Флуорантен
1,2-бензпирен
2,3-ортофениленпирен
1,2-5,6-дибензантрацен
Рис. 1. Источники ПАУ в окружающей среде
Состав и строение ПАУ, а также их стабильность, зависят от их происхождения, температуры и обстановки, в которую они попадают. Присутствие ПАУ вблизи того или иного источника ещё не доказывает их происхождение именно из данного источника. Миграционная активность и стойкость ПАУ в окружающей среде требуют более надёжного обоснования их происхождения. Установление природы ПАУ -актуальнейшая экологическая проблема, посколь-
бильности ПАУ в разные сезоны года различаются [6] (рис. 2).
Наиболее стабильным из рассмотренных ПАУ-соединений является 3,4-бензпирен. Однако данные о его наличии не позволяют однозначно судить о генезисе загрязнения, поскольку они присутствуют в продуктах горения самых разных материалов - от берёзовых дров до углей и газа. Отсутствует возможность однозначно идентифицировать источник.
□ □ □ □ □ □ □ □ □ □ □ □
□ □ □ □ □ □
\ ЙЙЯВ1НВИВНЯ1ИНВДННИВИИЯИВИИД
□ □ □ □ □ □
□ □ □
Рис. 2. Ряды стабильности ПАУ в зимних и летних условиях
Чтобы минимизировать количество влияющих факторов (различия в летучести, растворимости в воде, адсорбции и т. д.), расчёты соотношений ограничивают ПАУ в пределах одной молекулярной массы. Для исходных ПАУ антропогенное происхождение можно установить по увеличению доли менее стабильных («кинетических») изомеров по отношению к более стабильным («термодинамическим»).
Для более крупных молекул в [5] была оценена относительная стабильность изомеров по относительной теплоте образования Нр. Для всех масс, кроме 228, этот подход позволяет расположить ПАУ в соответствии с их степенью стабильности. Молекулярные массы выстраивались следующим образом (в скобках указаны средние значения разностей Нр ккал/моль):
276 (33,2); 202 (24,2); 252 (20,6); 178 (5,9); 278 (4,6); 228 (2,4).
Это означает, что изомеры ПАУ с молекулярными массами 276 и 202 имеют наибольшую степень стабильности и, следовательно, обладают хорошими перспективами для использования их в качестве индикаторов петрогенности или пирогенности, а вещества с молекулярными массами 278 и 228 вряд ли могут использоваться для этого.
Однако соотношения концентраций различных ПАУ далеко не всегда позволяют дать однозначный ответ о происхождении и возрасте загрязнений. Например, пирогенные ПАУ имеют сильное сродство
к летучим органическим частицам (сажа, биогенные взвеси), которые могут двигаться на большие расстояния благодаря ветру и другим атмосферным явлениям.
ПАУ легко реагируют с атомарным кислородом, радикалами и другими оксидантами, образуя мутагенные и канцерогенные вещества. Также они взаимодействуют с компонентами клеток организмов, обусловливая мутагенные и канцерогенные эффекты. Канцерогенность ПАУ распределяется в следующей последовательности [6]:
3,4-бензпирен > антрацен > 2,3-бензфлуоран-тен > ортофениленпирен > 11,12-бензфлуорантен.
В данной статье рассматриваются, прежде всего, ПАУ, сорбированные на частицах сажи. Это наиболее устойчивые формы соосаждения при достаточно мощном одновременном окислении, происходящем в установках для сжигания топлива. Большое значение имеет время удерживания отходов в камере сгорания. Оптимизация этого позволяет регулировать объёмы выбросов и концентрации веществ в отходящих газах, летучей золе и зольном остатке.
Обычно выделяют два этапа образования ПАУ в процессах сжигания:
- термическая деструкция топлива с образованием относительно простых «осколков» молекул сво-боднорадикального типа;
- рекомбинация радикалов с образованием ПАУ [6].
ВНЯИИЙЙВЗЙДАДОЙМЯНИИХВАНЯКВУЯ!^
В итоге состав образующихся соединений определяется условиями сжигания. Кроме того, очень важно влияние географических особенностей загрязняемого региона. Это влияние обусловлено особенностями воздействия среды на поведение углеводородных соединений в ней (табл. 1).
Исследование концентраций ПАУ в зольных остатках мусоросжигательных заводов актуально в связи с тем, что продукты сгорания должны впоследствии вывозиться для захоронения на полигон. Зола рассматривается как отходы 3-4 классов опасности. Зарубежный опыт показывает, что за последние годы суммарные концентрации ПАУ в золе сократились (скорее всего, это вызвано совершенствованием
технологий сжигания). С целью анализа закономерностей присутствия ПАУ в золах при сжигании различных видов отходов были рассмотрены продукты сжигания различных категорий.
Зола московского МСЗ № 2. В статье использованы данные [11] о характере выбросов, полученные до реконструкции предприятия. Технологии сжигания ТБО предусматривали температуры не менее 850 °С и использование электрофильтров для очистки выбросов. Характерно, что в летучей золе современных установок по сжиганию отходов отмечено максимальное количество ПАУ (на 8 порядков выше, чем в зольном остатке: от 0,005-0,01 нг/кг золы в зольном остатке и до 50 000-2 000 000 нг/кг - в летучей золе)
: □ □
: □ □
: □ □
: □ □
: □ □
] □ □
21
: □ □
: □ □
: □ □
Таблица 1
Индикаторы природы ПАУ для различных сред
Значение для петрогенных ПАУ Значение для пирогенных ПАУ
Фенантрен/антрацен (РН/Ап)
РН/Ап > 10 [8] РН/Ап <10 [8] РН/А я 3 при горении дерева и угля [6]
Антрацен/(сумма изомеров массой 178), Ап/(РН + Ап) или Ап/178
Ап/(РН + Ап) > 0,10 дизельное масло, сланцевое масло, уголь и некоторые образцы сырой нефти [5, 7] Ап/(РН + Ап) < 0,10 лигнит, выбросы дизельного топлива и мазута [5, 7]
Флуорантен/пирен, ПХи/Ру
П1и/Ру > 1 нефтяная природа ПАУ [5] П1и/Ру > 0,4 сжигание [8] Пи/Ру < 1 пирогенные источники [5] Пи/Ру < 1,4 характерны для сжигания угля Пи/Ру <1,0 характерны для сжигания древесины [5] Пи/Ру < 0,4 нефтяная природа [8]
Флуорантен/(флуорантен + пирен), Пи/ПЫ + Ру)
¥1и/(Е1и + Ру) < 0,50 большинство нефтепродуктов и продуктов их сгорания [5, 7] Пи/Пи + Ру) > 0,50 сжигание керосина и травы, большинства углей и древесины, креозота [5, 7]
Бенз(а)антрацен/(бенз(а)антрацен + хризен (трифенилен)), ВаА/228
ВаА/228 < 0,20 [5] ВаА/228 > 0,50 ПАУ - продукт сжигания [9] ВаА/228 > 0,35 [5, 7]
Индено(1,2,3-ефпирен/(индено (1,2 3-с^пирен + бенз^Ы)перилен), 1Р/(1Р + ВдЫ)
Менее 0,20 [5, 7, 9] 1Р/1Р + ВдЫ > 0,5 сжигание травы, древесной сажи, креозота, древесины и угля, кустарниковые пожары 1Р/1Р + ВдЫ < 0,5 пожары в саванне, продукты сгорания нефтепродуктов и сырой нефти [5, 9]
Сумма пирена и флуорантена к сумме хризена и фенантрена (Ру + ¥Zu)/(Chт + РЫ)
< 0,5 [10] > 0,5 [10]
Соотношение концентраций низкомолекулярных (НМ) и высокомолекулярных (ВМ) ПАУ
НМ/ВМ > 1 [5, 7] НМ/ВМ < 1 [5, 7]
Метилфенантрен и фенантрен (МР/Р)
МР/Р > 4,0 моторные масла [5, 7] я 1,0 для улиц и образцов городской пыли 2-6 сжигание ископаемого топлива (технологии прямого впрыска) [5, 7]
Сумма метилфлуорантена и метилпирена к флуорантену (МП1и + МРу)/П1и
(МП1и + МРу)/П1и > 1 [5, 7] (МП1и + МРу)/¥1 < 1 [5, 7]
\ ВНИНИИВВЙЯИ1ВЯЯИИНВИИНВИИЯ1
[11]. Это объясняется как технологией сжигания, так и способностью ПАУ сорбироваться на фракциях малого диаметра. Не исключается концентрирование ПАУ на частицах сажи при электрофильтрации выбросов.
Зольный остаток японских инсинераторов для сжигания муниципальных отходов. Рассмотрены 10 наиболее типичных установок с фиксированной решёткой и полунепрерывные печи мощностью от 9,6 до 600 т/ сут. [12]. Летучая зола не рассматривалась (она утилизируется отдельно от зольного остатка на дне инсинератора). Отходы в инсинераторах сжигаются при температуре 850-900 °С, отходящие газы дожигаются при температуре 900-1200 °С.
Зола инсинератора по уничтожению медицинских отходов в Тайване [13]. Получены данные по двум типам инсинераторов периодического действия, действующих в медицинском центре, с механической и с фиксированной решёткой. Оба инсине-ратора используют дизтопливо как вспомогательное вещество для горения, что не исключает возможности образования дополнительных количеств ПАУ. В инсинераторе с механической решёткой отходы предварительно осушаются и сжигаются в передней камере при температуре 750-1000 °С, а затем транспортируются во вторую камеру для дожига при температуре 1000-1200 °С. В инсинераторе с фиксированной решёткой специальные отходы просто размещаются в центре первой сжигательной камеры и уничтожаются при 700-1000 °С без перемешивания. Отходящие газы направляются во вторую сжига-
тельную камеру с температурой 1000-1200 °С. Зольный остаток обнаруживается лишь в первой сжигательной камере. Отобраны пробы зольных остатков из передней камеры и второй камеры инси-нераторов с механической решёткой, а также летучей золы, осевшей на электрофильтре и скруббере влажной очистки.
Зола инсинераторов, используемых для получения энергии (Нью-Йорк). Описание технологий сжигания не приводится; предположительно используются технологии, аналогичные применяемым в японских инсинераторах [14].
Зола инсинератора по сжиганию осадков биологических очистных сооружений по удалению шлама нефтехимического производства [15]. Рассмотрены два инсинератора с технологией сжигания в кипящем слое и один - с неподвижным слоем. Температура сжигания 870 °С и 800 °С для первых двух и 800 °С для последнего. Вспомогательное топливо во всех трёх установках - мазут. Происхождение биошлама связано с использованием культур микроорганизмов для утилизации нефтехимических отходов. В установках уничтожается шлам нефтехимического производства с содержанием ПАУ 1 и 10 мг/кг.
Фракционный состав отходов в различных странах может различаться существенно. В связи с этим объяснимы различия состава и концентраций ПАУ в зольном остатке и других продуктах сгорания.
Индикаторные соотношения ПАУ (диапазон изменений и средние значения) приведены в табл. 2.
Таблица 2
Индикаторные соотношения ПАУ, мкг/кг (в числителе - диапазон данных, в знаменателе - среднее значение)
Индикаторные соотношения Летучая зола московского МСЗ № 2 Зола инсинераторов по сжиганию муниципальных отходов, Япония Зольный остаток инсинерато-ров для получения энергии, Нью-Йорк Зола инсинераторов по сжиганию медицинских отходов, Тайвань Зола инсинераторов по сжиганию биошлама, Тайвань % совпадений
Ph/An 8,38-20,63 14,75 5,5-10,8 7,8 4,75-5,31 5,03 0,23-2,43 1,20 1,15-9,80 5,83 57
Flu/Py 0,92-1,94 1,33 0,5-1,4 1,2 1,09-1,26 1,18 1,00-8,28 3,05 0,60-6,32 2,12 8,6; 97
An/(An + Ph) 0,05-0,11 0,07 0,08-0,15 0,12 0,16-0,17 0,17 0,29-0,82 0,51 0,09-0,47 0,23 49
Flu/(Flu + Py) 0,48-0,66 0,57 0,34-0,58 0,53 0,52-0,56 0,54 0,50-0,89 0,67 0,38-0,86 0,58 91
(Py + Flu)/ (Chr + Ph) 0,24-0,39 0,31 0,40-1,64 0,85 1,26-1,31 1,29 0,33-2,33 1,29 0,18-0,38 0,32 65
BaA/ (BaA + Chr) 0,14-0,26 0,18 0,30-0,51 0,41 0,46-0,47 0,47 0,71-0,89 0,83 0,35-0,89 0,65 60
IP/(IP + BaP) 0,14-0,61 0,51 0,33-0,53 0,44 0,50-0,51 0,50 0,23-0,65 0,44 0-0,94 0,43 63
Примечание. Выделены значения, для которых выдерживаются границы индикаторов генезиса ПАУ.
ИЯЯЭЯжЭЯзжшЯДЯжВЯЯНшХЭЯЭЯКЭЯшйjf
С точки зрения содержания ПАУ выделяются характеристики золы МСЗ № 2 и ряд проб других инсинераторных установок, в которых максимумы концентраций принадлежат характеристикам летучей золы. Летучая зола является идеальным сорбентом при высоких температурах, особенно ярко этот эффект проявляется для золы с электрофильтра установки по сжиганию медицинских отходов с фиксированной решёткой (Тайвань). Электрическое поле инициирует максимально возможный захват ПАУ, а концентрации отдельных соединений достигают рекордных значений по сравнению с иными пробами.
По канцерогенности отходов из всех рассмотренных проб наиболее сильным эффектом должна обладать летучая зола МСЗ № 2 (содержание 3,4-бензпирена максимально по сравнению с прочими пробами в остальных установках). Учитывая канцерогенный эффект антрацена, высокой канцерогенной активностью характеризуется также летучая зола, осаждаемая на электрофильтре тайваньской установки по сжиганию медицинских отходов.
С учётом критических значений индикаторных соотношений (табл. 1) в табл. 2 выделены случаи, когда эти границы выдерживались (практически для всех категорий за исключением летучей золы). Наиболее информативным и в данном случае универсальным оказался коэффициент индено(1,2,3-с^пирен/(индено(1,2,3-с^пирен + бенз^Ы)пери-лен) - 1Р/(1Р + ВдЫ). Он позволяет оценить ПАУ в золе как пирогенные.
Анализ проб золы показал, что общепризнанные границы для разных индикаторов выдерживались в 8,6-97 % случаев. Наименее инормативным оказалось соотношение П1и/Ру < 1 (выдерживалось лишь для 3 из 35 проб); однако при введении границы П1и/Ру < 0,4 практически все пробы оказались в «пирогенной» зоне (97 %). На наш взгляд, это обусловлено ошибкой задания границ для коэффициента.
Приведённая оценка индикаторных соотношений ПАУ показывает, что в случае продуктов сжигания различных категорий отходов они могут оказаться в разной степени информативными. Так, коэффициенты, основанные на соотношении концентраций ПАУ с четырьмя и более кольцами (масса 202 и выше), не позволяют проводить однозначное разделение на пирогенные или петрогенные источники. Оптимизация набора индикаторов для анализа происхождения ПАУ даёт возможность идентифицировать источник загрязнения с определённой степенью достоверности. Этот подход может использоваться для подтверждения границ зон влияния объектов.
Учитывая стойкость ПАУ в окружающей среде и их экологическую значимость, данную группу веществ можно рассматривать как весьма эффективные геохимические маркеры загрязнения. Информация об их присутствии в тех или иных компонентах окружающей среды и величины индикаторных соотношений могут свидетельствовать об истинных размерах зон влияния мусоросжигательных заводов.
Несмотря на очевидный экономический эффект от выработки энергии и экологический эффект при утилизации отходов, технологии термической переработки характеризуются определёнными экологическими рисками, и для более точной оценки рисков можно успешно применять специализированные показатели, основанные на анализе концентраций супертоксичных компонентов выбросов.
Идентификация генезиса ПАУ позволяет контролировать объёмы загрязнений, обусловленных выбросами при сжигании отходов, что способствует более объективному контролю антропогенных нагрузок. Использование индикаторных соотношений ПАУ при их корректировке с учётом природных условий России и специфики технологических процессов может способствовать уточнению оценок воздействия на окружающую среду. Следовательно, становится более объективным выбор управленческих мер по экологизации объектов.
: □ □
: □ □
: □ □
: □ □
: □ □
] □ □
: □ □ : □ □ : □ □
Литература
1. Columbia University Waste Map [Электронный ресурс]. Код доступа: www.seas.columbia.edu/earth/recycle.
2. Municipal solid waste in the United States: 2011 facts and figures. United States Environmental Protection Agency, 2013 [Электронный ресурс]. Код доступа: www.epa.gov/osw/nonhaz/municipal/pubs/ MSWcharacterization_fnl_060713_2_rpt.pdf.
3. Термическое обезвреживание отходов: теория и практика, мифы и легенды-2 [Электронный ресурс]. Код доступа: www.ecologcontrol.ru/termicheskoe-obezvrezhivanie-othodov-teoriya-i-praktika-mify-i-leg-endy-2.
4. Recycling Remains a Rarity in Eastern Europe [Электронный ресурс]. Код доступа: www.statista.com/chart/1312/recycling-remains-a-rarity-in-eastern-europe.
5. Yunker M. B., Macdonald R. W., Vingarzan R. et al. PAHs in the Fraser River basin: a critical appraisal of PAH ratios as indicators of PAH source and composition / Organic Geochemistry, 2002, Vol. 33, pp. 489-515.
6. Ровинский Ф. Я., Теплицкая Т. А., Алексеева Т. А. Фоновый мониторинг полициклических ароматических углеводородов. - Л.: Гидрометеоиздат, 1988. - 226 с.
□ □ □
gK.ЙЭ8ЙЯЯЙЯ1ЙГО1ИЭЯИИНИШЯР1Э1
7. Sakari M. Depositional History of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons: Reconstruction of Petroleum Pollution Z ZZ Record in Peninsular Malaysia / Organic Pollutants Ten Years After the Stockholm Convention - Environmental Z Z ■ and Analytical Update. Edited by Tomasz Puzyn and Aleksandra Mostrag-Szlichtyng. InTech. 472 p.
8. Tiganu D., Coatu V., Lazar L. et al. Identification of the Sources of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Ш Sediments from the Romanian Black Sea Sector. "Cercetari Marine" Issue No. 43, pp. 187-196.
9. Soclo H. H., Garrigues P., Ewald M., 2000. Origin of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in coastal 111 marine sediments: case studies in Cotonou (Benin) and Aquitaine (France) areas. Mar. Pollut. Bull. 40, pp. 387-396.
10. Батоев В. Б., Вайсфлог Л., Венцель К.-Д. и др. Загрязнение бассейна озера Байкал: полиароматические ■ ■ ■ углеводороды / / Химия в интересах устойчивого развития. - 2003. - Т. 11. - № 6. - С. 837-842.
11. Фандеева Е. А., Семенов С. Ю. Разработка метода определения полициклических ароматических угле-Ш водородов в летучей золе / Актуальные проблемы экологии и природопользования. Вып. 11. - М.: ИД Z Z ; «Энергия», 2009. - С. 256-258.
12. Sato M., Tojo Y., Matsuo T., Matsuto T. Investigation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) content Z Z ■ in bottom ashes from some japanese waste incinerators and simple estimation of their fate in landfill. Sustain. ; ; ; Environ. Res., 2011, Vol. 21(4), pp. 216-227.
13. Lee W.-J., Liow M.-C., Tsai P.-J., Hsieh L.-T. Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons from medical Z Z Z waste incinerators / / Atmospheric Environment Vol. 36, 2002, pp. 781-790.
14. Incinerator Monitoring Program. 2012 Screening Summary for Organic Constituents [Электронный Z Z Z ресурс]. Код доступа: www.ongov.net/health/documents/2012IncineratorReport-Organics.pdf.
15. Wang L.-C., Lin L.-F., Lai S.-O. Emissions of polycyclic aromatic hydrocarbons from fluidized and fixed bed ¡¡J incinerators disposing petrochemical industrial biological sludge / / Journal of hazardous materials, Vol. 168,
::: 2009, pp. 438-444.
16. Хаустов А. П., Редина М. М. Трансформация нефтепродуктов как источник токсичных загрязнений " Z природных сред / / Экология и промышленность России. - 2012. - № 12. - С. 38-44.
Waste to energy: environmental aftermath assessment counting highly toxic emissions A. P. Khaustov,
Peoples' Friendship University, Moscow Institute of Energy-Safety and Energy-Economy, Doctor of Science, professor M. M. Redina,
Peoples' Friendship University, Moscow Institute of Energy-Safety and Energy-Economy, Doctor of Science
Refuse-derived fuel production is tied to a serious issue of highly toxic emissions appearance, including polycyclic aromatic hydrocarbons. In this paper, we analyze other countries' experience regarding the "waste to energy" concept in action and estimate its prospects for Russia's conditions. There is a possibility to use indicator ratios for pollutant sources identification.
Keywords: waste utilization, incineration, polycyclic aromatic hydrocarbons, indicator ratios.
