A HULLADÉKKÁ VÁLT ELEKTROMOS ÉS ELEKTRONIKAI BERENDEZÉSEK ÚJRAHASZNOSÍTÁSA

PANNON EGYETEM VEGYÉSZMÉRNÖKI ÉS ANYAGTUDOMÁNYI DOKTORI ISKOLA

A HULLADÉKKÁ VÁLT ELEKTROMOS ÉS ELEKTRONIKAI BERENDEZÉSEK ÚJRAHASZNOSÍTÁSA A nyomtatott huzalozású lemezek pirolitikus feldolgozásának értékelése a környezeti életciklus és életciklus költségelemezés módszereivel Doktori (Ph.D.) értekezés

Szerző: Simon Bálint okl. környezetmérnök kutató-fejlesztő szakmérnök

Témavezető: Dr. Szakácsné Dr. Földényi Rita egyetemi docens

Pannon Egyetem Veszprém 2013

A HULLADÉKKÁ VÁLT ELEKTROMOS ÉS ELEKTRONIKAI BERENDEZÉSEK ÚJRAHASZNOSÍTÁSA A nyomtatott huzalozású lemezek pirolitikus feldolgozásának értékelése a környezeti életciklus és életciklus költségelemezés módszereivel Értekezés doktori (PhD) fokozat elnyerése érdekében *a Pannon Egyetem …................................. Doktori Iskolájához tartozóan*. Írta: Simon Bálint **Készült a Pannon Egyetem Vegyészmérnöki- és Anyagtudományok Doktori Iskolája/ programja/alprogramja keretében Témavezető: Dr. Szakácsné Dr. Földényi Rita Elfogadásra javaslom (igen / nem) (aláírás)** A jelölt a doktori szigorlaton ........%-ot ért el,

Az értekezést bírálóként elfogadásra javaslom: Bíráló neve: …........................ …................. igen /nem ………………………. (aláírás) Bíráló neve: …........................ ….................) igen /nem ………………………. (aláírás) ***Bíráló neve: …........................ ….................) igen /nem ………………………. (aláírás) A jelölt az értekezés nyilvános vitáján …..........%-ot ért el. Veszprém/Keszthely, a Bíráló Bizottság elnöke

………………………….

A doktori (PhD) oklevél minősítése…................................. ………………………… Az EDHT elnöke Megjegyzés: a * közötti részt az egyéni felkészülők, a ** közötti részt a képzésben résztvevők használják, *** esetleges

„Ha pokolra jutsz, legmélyére térj: az már a menny. Mert minden körbe ér.‖ Weöres Sándor

TARTALOMJEGYZÉK

Tartalomjegyzék TARTALOMJEGYZÉK

1

KIVONAT

3

ABSTRACT

5

KURZFASSUNG

5

RÖVIDÍTÉSEK

7

KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS

9

1

BEVEZETÉS ÉS CÉLMEGHATÁROZÁS

1.1 1.2 2

A FENTTARTHATÓSÁG VIZSGÁLATA A VIZSGÁLAT TÁRGYA ELMÉLETI HÁTTÉR

2.1 2.2 2.2.1 2.2.2 2.2.3 2.2.4 2.3 2.3.1 2.3.2 2.3.3 2.4 2.4.1 2.4.2 2.4.3 2.5 3

11 11 13 17

HULLADÉKGYŰJTÉS (REVERZ-LOGISZTIKA) FIZIKAI TULAJDONSÁGOKON ALAPULÓ FELDOLGOZÁS ELŐZETES VÁLOGATÁS ELEKTRONIKAI HULLADÉKOK APRÍTÁSA MÁGNESES SZEPARÁCIÓ ELEKTROMOS VEZETŐKÉPESSÉGEN ALAPULÓ SZEPARÁCIÓ TERMIKUS KEZELÉS KOHÓSÍTÁS ÉGETÉS PIROLÍZIS EGYÉB KEZELÉSI TECHNOLÓGIÁK HIDROMETALLURGIA A PYROMAAT ELJÁRÁS LERAKÁS A SZAKIRODALOM ÉRTÉKELÉSE

17 21 21 22 23 24 25 25 26 27 32 32 34 34 36

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

37

3.1 ANYAGOK ÉS MÓDSZEREK 3.1.1 A VIZSGÁLT NYOMTATOTT HUZALOZÁSÚ LEMEZEK 3.1.2 AZ ANALITIKAI MÓDSZEREK 3.1.2.1 A minta előkészítése 3.1.2.2 Előzetes fémtartalom-vizsgálat 3.1.3 A PIROLÍZIS 3.1.4 A PIROLÍZIS KIVITELEZÉSE 3.1.4.1 A reaktor 3.1.4.2 A minta NyHL előkészítése 3.1.4.3 Alkalmazott reakciókörülmények 3.1.4.4 Gázvizsgálati módszerek 3.1.4.5 Olaj elemzése 3.1.4.6 Szilárd maradék 3.1.5 A KÖRNYEZETI ÉLETCIKLUS-ELEMZÉS ÉS ÉLETCIKLUS KÖLTSÉG-ELEMZÉS 3.2 A FÉMANALÍZIS EREDMÉNYEINEK ÉRTÉKELÉSE 3.3 A PIROLÍZIS-KÍSÉRLETEK HŐMÉRSÉKLETI PROFILJA 3.4 A PIROLÍZIS TERMÉKEK MENNYISÉGI ÉRTÉKELÉSE 3.4.1 A REAKCIÓKÖRÜLMÉNYEK HATÁSA A GÁZKÉPZŐDÉSRE 3.4.2 A REAKCIÓKÖRÜLMÉNYEK HATÁSA AZ OLAJKÉPZŐDÉSRE 3.4.3 SZILÁRD MARADÉK MENNYISÉGÉNEK ALAKULÁSA 3.4.4 A REAKCIÓKÖRÜLMÉNYEK HATÁSA A REAKTOR VILLAMOS ÁRAM-FOGYASZTÁSÁRA 3.4.5 AZ ANYAGMÉRLEG ALAKULÁSA A KÜLÖNBÖZŐ REAKCIÓKÖRÜLMÉNYEK FÜGGVÉNYÉBEN 3.5 A PIROLÍZIS TERMÉKEK MINŐSÉGI ÉRTÉKELÉSE 3.5.1 A PIROLÍZIS GÁZ MINŐSÉG-VÁLTOZÁSA 3.5.1.1 A keletkezett hidrogéngáz 3.5.1.2 A keletkezett metán gáz 3.5.1.3 A keletkezett szén-monoxid 3.5.1.4 A keletkezett szén-dioxid

38 39 40 41 42 45 45 45 46 46 48 49 49 50 55 61 63 63 65 67 67 68 70 70 70 72 72 73 1

TARTALOMJEGYZÉK 3.5.1.5 Gáztulajdonságok összefoglalása 3.5.2 AZ OLAJ ÉS A SZILÁRD MARADÉK MINŐSÉGI VIZSGÁLATA 3.5.2.1 A pirolízis olaj fő komponensei 3.5.2.2 A szilárd maradék hidrometallurgiai elemzésének eredményei 3.6 A FÉMVIZSGÁLAT ÉS A PIROLITIKUS KÍSÉRLETEK ÖSSZEFOGLALÁSA

74 77 77 79 80

4

81

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

4.1 FUNKCIONÁLIS EGYSÉG ÉS RENDSZERHATÁROK 4.2 A TECHNOLÓGIAI FOLYAMATOK LELTÁRELEMZÉSE (LCI) 4.2.1 A REVERZ-LOGISZTIKA LELTÁRA 4.2.2 AZ APRÍTÁS LELTÁRA 4.2.3 A MÁGNESESES SZEPARÁCIÓ LELTÁRA 4.2.4 AZ ÖRVÉNYÁRAMÚ SZEPARÁTOR LELTÁRA 4.2.5 A KOHÓSÍTÁS ÉS PIROLÍZIS LELTÁRA 4.2.6 A PYROMAAT ELJÁRÁS 4.2.7 EGYÉB FOLYAMATOK LELTÁRA 4.2.8 AZ ALKALMAZOTT KÖLTSÉGADATOK 4.3 KÖRNYEZETI HATÁSELEMZÉS ÉS KÖLTSÉG ANALÍZIS (LCIA ÉS LCCA)

81 84 84 88 88 88 89 95 96 99 102

5

107

INTERPRETÁCIÓ

5.1 5.2 5.3 5.4 5.5 5.5.1 5.5.2 5.5.3 5.5.4 5.5.5 5.6 6

2

A MODELL BIZONYTALANSÁGI TÉNYEZŐI A PIROLÍZIS ALKALMAZHATÓSÁGA A NYHL KEZELÉSÉBEN A LABORATÓRIUMI ADATOK BEILLESZTÉSE A HEEB FELDOLGOZÁS MODELLJÉBE A HEEB KOMPONENSEK SZEREPE A TECHNO-ÖKONÓMIAI PROFIL KIALAKÍTÁSÁBAN A TECHNOLÓGIAI MÓDSZEREK SZEREPE AZ LCA ÉS LCC EREDMÉNYEK KIALAKÍTÁSÁBAN A REVERZ-LOGISZTIKA AZ ELŐKEZELÉS A PIROLÍZIS ÉS A KOHÓSÍTÁS PYROMAAT ÉS MŰANYAGÉGETÉS AZ ÚJRAHASZNOSÍTÁSSAL ELKERÜLHETŐ KÖRNYEZETI HATÁSOK LCA ÉS LCC ALKALMAZÁSA A KÖRNYEZETI POLITIKA KIALAKÍTÁSÁHOZ

ÖSSZEFOGLALÁS

107 109 110 111 117 117 119 123 127 129 130 139

TÉZISEK

141

THESES

143

IRODALOMJEGYZÉK

145

I. SZ. MELLÉKLET

157

II SZ. MELLÉKLET

159

III. SZ. MELLÉKLET

161

IV. SZ. MELLÉKLET

170

V. SZ. MELLÉKLET

172

VI. SZ. MELLÉKLET

175

VII. SZ. MELLÉKLET

176

KIVONAT

Kivonat Az elektronikai eszközök gyors fejlődése, új funkciók megjelenése magával hozta az eszközök életének lerövidülését, ami a keletkező hulladékká vált elektromos és elektronikai berendezések (HEEB) növekedésében nyilvánul meg. A hulladékgazdálkodás tervezése egy sokrétű problémarendszer. Ezek fő komponensei a hulladék feldolgozásának környezetterhelése illetve költségei. Megfelelő rendszer kialakításához különböző tulajdonságokkal rendelkező kezelési technológiák között kell mérlegelni. Újfajta hulladékok megjelenésekor gyakran olyan technológiákat is figyelembe kell venni, melyek még nagyüzemi formátumban nem léteznek. A HEEB összetételét tekintve igen sokszínű, szinte a teljes periódusos rendszer megtalálható bennük. Ezért ez a hulladékcsoport kiváló kutatási anyag egy komplex hulladékgazdálkodási rendszer leképzésére. A dolgozat a HEEB teljes hulladékgazdálkodási láncát vizsgálja egy nem hagyományos kezelési technológiával együtt a környezeti életciklus- (LCA) és életciklus-költségelemzés (LCC) módszereivel. Az eredmények alapján lehetővé válik a hulladékkezelési rendszer gyenge pontjainak megállapítása, valamint a döntéshozás támogatása olyan esetben, amikor egy még üzemi méretben nem használatos technológia is a rendszer részét képzi. A kutatás alappillére a HEEB nyomtatott huzalozású lemez frakciójának pirolízissel történő kezelése, majd egy LCA modell felállítása, amely részben a laboratóriumi-félüzemi kísérletek eredményeire támaszkodik. Ehhez a szerző HEEB-ből származó nyomtatott huzalozású lemez (NyHL, más néven nyomtatott áramkör) hulladékot gyűjtött, melyet megfelelő előkezelés során egy fixált ágyas egyénileg felépített batch típusú pirolízis reaktorban kezelt. A keletkező termékeket kvalitatív és kvantitatív módszerekkel is megvizsgálta. Az így nyert információt egy, a HEEB-ek feldolgozását leíró, életciklus leltár elkészítéséhez használta fel, ami begyűjtéstől a másodlagos nyersanyagok kinyeréséig az összes eljárás részletes technológiai és költségparaméterekkel ötvözött anyagáram-tulajdonságait részletezi. Tekintettel a termékképződésre és energiafogyasztásra, a pirolízis reaktor számára a 450 °C és 1 órás tartózkodási idő bizonyult megfelelő beállításnak. Az elkészített technológiaigazdaságielemzés rámutat, hogy a NyHL pirolízis a HEEB feldolgozásba integrálható, és kiválthatja a jelenleg elterjedt kohósítást. Az LCA/LCC eredményei rámutatnak a döntéshozásban lényeges paraméterekre, illetve azok súlyára a várható környezeti illetve költségbeli hatásokban.

3

ABSTRACT

Abstract The goal of the conducted study is to investigate a new technology for treatment of printed wiring boards (PWBs), and modeling a pilot-scale technology using the methodolgy of life cycle assessment (LCA) and life cycle costing (LCC). For this reason commercial PWB wastes were collected and pyrolysed in a self made fixed bed batch reactor in pilot scale, and the products were investigated. Based on the know-how of PWB pyrolysis and the results of literature research, an environmental LCA and simplified LCC for the whole end of life stage (EoL) of electronic wastes (WEEE) were conducted. The recent work points out that the desired pyrolysis circumstances are 450 °C and 1 hour retention time to achieve an optimum of product quality and quantity. The result shows that the pyrolysis can be integrated in the waste treatment system as an alternative of smelting.

Kurzfassung Das Ziel dieser Arbeit ist die technische Untersuchung einer neuen Technologie von der Behandlung den Leiterplatten aus Elektro- und Elektronik-Altgeräte (EEAG), und Herstellung eines Öko- und Konstenbilanz Models (LCA und LCC) anhand Untersuchung einer Pilotanlage. Aus diesem Grund kommerzielle Leiterplattenabfälle wurden gesammelt, angemessen, vorbehandelt und in einem Festbettbatchreaktor pyrolysiert. Die Produkte wurden qualitativ und quantitativ untersucht. Die Erfahrungen der Leiterplattenpyrolyse und Informationen Literaturforschung wurden genutzt, ein LCA und LCC des Lebensendes der EEAG durchzuführen. Die optimale Arbeitsbedingung für Leiterplattenpyrolyse wurde Temperatur 450 °C und Verweilzeit 1 Stunde gefunden. Außerdem hinaus ist es bewiesen, dass die Pyrolyse als ein alternatives Verfahren von Leiterplattenentsorgung ist in Entsorgungsystem einsetzbar.

5

RÖVIDÍTÉSEK

Rövidítések AAS: atom abszorpciós spektrometria ADP: nyersanyagok kimerítése (abiotic depletion potential) mértékegység: [kg Sb ekvivalencia] AP: savasodási potenciál (acidification potential) mértékegység: [kg SO2 ekvivalencia] BTX: benzol, toluol és xilol CED: kumulatív (összesített) energiaigény (cumulative energy demand) mértékegység: [MJ ekvivalencia] CRT: katódsugárcső eó: emberi munkaóra [óra] EP: eutrofizációs potenciál (eutrophication potential) mértékegység: [kg foszfát ekvivalencia] EPR: kiterjesztett gyártói felelősség (extended producer responsibility) GWP: globális felmelegedési potenciál (global warming potential) mértékegység: [kg CO 2 ekvivalencia] HEEB: hulladék elektromos és elektronikai berendezések HTP: humán toxicitási potenciál (human toxicity potential) mértékegység: [kg dikloro-bifenil (DCB) ekvivalencia] ICP: induktív csatolású plazmaégő IT eszközök: információs és telekommunikációs eszközök LCA: életciklus-elemzés (life cycle assessment) LCC: életciklus-költségelemzés (life cycle cost /assessment/) LCD: folyadékkritályos kijelző MFA: anyagáram analízis (material flow analysis) NyHL: nyomtatott huzalozású lemezek ODP: ózonkárosítási potenciál (ozone depletion potential) mértékegység: [kg CFC(11) ekvivalencia] POCP: fotokémiai ózonképződési potenciál mértékegység: [kg etilén ekvivalencia]

(photochemical

ozone

creation

potential)

TETP: (szárazföldi) ökotoxicitási potenciál (terrestrial ecotoxicity potential) mértékegység: [kg DCB ekvivalencia] ÜHG: üvegházhatású gáz

7

KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS

Köszönetnyilvánítás Doktori dolgozatom tulajdonképpen egy nagy csapatmunkának is köszönhető. Doktori tevékenységem során több kutatóval, hallgatóval dolgoztam együtt, akik mind hozzájárultak tapasztalataim, tudásom gyarapodásához. Elsősorban dr. Szakácsné dr. Földényi Ritá témavezetőmnek mondok köszönetet. A dolgozat elkészítése során segített a meddő hullámvölgyekből kikászálódni, és nem adta fel, hogy ez a dolgozat elkészüljön. Dr. Tamaska Lászlót is köszönetem illeti, hogy ösztöndíjat biztosított számomra, amivel a doktori iskolát el tudtam kezdeni, továbbá kaput nyitott a környezeti életciklus-elemzés módszertanára, amit azóta is tanulmányozok, alkalmazok. A dolgozat témájával foglalkozó hallgatók, diplomadolgozók, TDK-zók és tervezési gyakorlatozók is sokat segítettek azzal, hogy újabb forrásokra hívták fel figyelmem, illetve munkájukkal rendszerezték az addigi eredményeket. További köszönet a magyar életciklus-elemzők szövetségének (LCA-Center), hogy összejöveteleiken, konferenciáikon tudásomat gyarapíthattam. A Deutsche Bundesstiftung Umwelt-nek és a Stuttgarti Egyetemnek hálás vagyok, hogy ösztöndíjukkal támogatták németországi gyakorlatomat. Köszönetem illeti még dr. Marcel Weil kutatót, aki lehetőséget teremtett, hogy doktori iskola utáni kutatásaimat a Helmholtz Institut Ulm-nál végezhessem. Elmondhatatlanul sok köszönettel tartozom még menyasszonyomnak, Pfening Dórának, hogy a dolgozatkészítés éveiben mindig mellettem állt, és támogató kedves szavaival nagyon sok segítséget nyújtott ahhoz, hogy a disszertációmat elkészítsem.

9

BEVEZETÉS ÉS CÉLMEGHATÁROZÁS

A.

Irodalmi rész

1 Bevezetés és célmeghatározás 1.1 A fenntarthatóság vizsgálata A hulladékgazdálkodás a 20. századra egy különálló, jól jövedelmező iparággá nőtte ki magát. Ezt elősegítette az is, hogy a hulladékkezelés prioritási listáján az anyagában történő hasznosítás mindig megelőzi az energia-tartalom értékesítését, majd az utolsó helyen a végleges lerakás áll (lásd 1. ábra) (2008/98/EC 2008, 98).

1. ábra: A hulladékhierarchia (2008/98/EC 2008, 98) A hulladékgazdálkodási prioritás betartása és egy termék, vagy tevékenység környezeti szempontú fenntarthatóságának érdekében fokozatosan előtérbe kerültek a kialakítást támogató módszerek, mint például az anyag és energiaáram-, vagy életciklus-elemzés. A hulladékhierarchia követése a fenntarthatóság elérését segíti, ami tulajdonképpen a jövő generációjával szemben tanúsított felelősség megtestesülése, és lényegében a gazdasági növekedés ellen hat. Ez a jelenlegi gazdasági rendszer működésével magyarázható. A gazdasági rendszer (nevezzük most technoszférának) pénzt állít elő, kvázi „értéket‖ teremt, és azt tartja körforgásban, illetve próbálja mennyiségét növelni. A technoszférába kerülő „érték‖ viszont a bioszféra értékeinek monetarizálásából keletkezik. Mindkét szférát egy viszonylagos körforgás jellemez, ám a bioszférára a teljes zárt lánc jellemző, a technoszféra korántsem ennyire tökéletes, sőt önmaga fenntartásához, a hulladékként távozó „értékeket‖ pótlandó, folyamatosan a bioszféra erőforrásaira van szüksége. A fenntarthatóság megteremtésére a természet utánzására van szükségünk, azaz zárt technológiai körfolyamatok megalkotására1, illetve olyan zöld technológiákra, melyek a tisztább és hatékonyabb termelésre koncentrálnak2, szem előtt tartva a hulladékhierarchia prioritásait (lásd. 1. ábra). Ezt a célt követi az ökotervezés (DfX, ahol az X helyettesíthető a tervezés céljának megfelelően, például DfR – „design for recycling‖ vagy DfD – „design for disassembly‖, stb.), ami két lehetőséget kínál a cél eléréséhez: a termék, vagy a technológia megváltoztatását (Simon and Angyal 2008). A szennyezés megelőzésének hatékony befolyásolására a technológia, illetve tevékenység tervezésekor van a legjobb lehetőség, viszont ilyenkor áll rendelkezésre a lehető legkevesebb információ (Bishop 2004; Middendorf, Schischke, and Hagelüken 2005; Simon, Lukács, and 1 „closed loop― vagy „open loop― újrahasznosítás bekapcsolása a termék életciklusába, ahol a termékből keletkezető hulladék másodlagos nyersanyagforrásként funkcionál 2 Energia és nyersanyaghatékonyság valamint emisszió minimalizálás megvalósítása

11

BEVEZETÉS ÉS CÉLMEGHATÁROZÁS Tamaska 2006). Ennek ellenére egy életciklus-elemzés (LCA) vagy életciklus-költségelemzés (LCC), illetve ezek ötvözése szociális életciklus-elemzéssel (sLCA), a technológia használatának bármely szakaszában hasznos, segítséget nyújt az újratervezéshez, ökonómiai- ökológiai teljesítmény javításához. Mikor lesz egy termék, illetve egy tevékenység fenntartható? Goodland ezt három alapvető általános kritériummal határozza meg: 1.

2.

3.

Az úgynevezett „kibocsátási szabály‖ (output rule): A hulladéktermelés mértéke kisebb legyen a környezet hulladékasszimiláló képességénél oly módon, hogy a jövőbeli hulladékasszimilációs kapacitás illetve más képességek ne károsodjanak. A „felhasználási szabály‖ (input rule), ami tovább osztható a megújuló és nem megújuló kategóriákra. A megújuló energiaforrások felhasználása nem lehet nagyobb a megújuló képesség mértékénél. A nem megújuló energiaforrások kiaknázásának mértéke olyan szint alatt maradjon, amelyet különböző fejlesztések és beruházások segítségével megújulókkal tudunk helyettesíteni, a Serafian kvázifenntarthatósági szabály alapján. A „működés elve‖ (operation principles): a technológiai fejlődéshez kapcsolódó kritériumokat fogalmazza meg. A közgazdaságnak legalább a teherbírás határain belül kell maradnia; míg a megújulók kutatásának a hatékonyság-növelés legyen a célja, ne pedig a teljesítmény-növelés; és a megújuló kiaknázásának a profit optimalizálásra, hosszan tartó hozamra, valamint teljesen fenntartható bázisra kell törekednie (Goodland 1995).

Az 1987-es Brundtland jelentés ezt egy mondatban fogalmazza meg, miszerint a fenntartható fejlődés olyan fejlődés, amely biztosítja a ma élők szükségleteit úgy, hogy a következő generációkét nem korlátozza. „A fenntartható fejlődés az, amikor a jelen szükségletei nem akadályozzák a jövő generációt saját szükségleteinek kielégítésében”3 (Brundtland 1987) Ezek a kritériumok meglehetősen nehezen teljesíthetőek. A fenntarthatóságra való törekvést az emberi tevékenységek alternatíváinak környezeti, gazdasági és szociális szempontú összehasonlítása segítheti. Erre közvetlen kifejlesztett, illetve fejlesztés alatt álló módszer az életciklus fenntarthatósági elemzés (LCSA). Az eljárás a fent említett három módszert, az LCA-t LCC-t és sLCS-t egyesíti (Szita Tóthné 2013; Heijungs, Huppes, and Guinée 2010). Az LCA az anyagáram analízisből nőtte ki magát, elsőkén 1969-ben alkalmazták üdítős csomagolások környezeti teljesítményének vizsgálatára (H. Baumann and Tillman 2004). Az első LCA-hoz szorosan kapcsolódó konferenciákat az 1990-es években tartották, ami a módszer további finomodását és harmonizálását segítette elő (H. Baumann and Tillman 2004). Az LCA alapelve, hogy minden környezeti hatást vizsgál egészen a termék gyártásától a keletkező hulladékok feldolgozásáig. Az LCA-t így terméktervezéshez, marketinghez és egyéb vállalati tevékenységekhez, döntéshozáshoz is alkalmazhatjuk, de akár politikai döntéshozatalnál, rendeletek, törvények kialakításánál is hasznos eszköz lehet (DIN-ISO 14040 2006; DIN-ISO 14044 2006). A 21. században az információs technológia, a közlekedés és általában a mindennapos élet elképzelhetetlen elektronika nélkül. Újítások és találmányok elképesztő gyorsasággal tódulnak a hétköznapi használókhoz. Ennek következménye tulajdonképpen a termékek használata és gyártása során keletkező hulladékok mennyiségének folyamatos növekedése. A hulladék elektromos és elektronikai berendezések (HEEB) mennyisége dinamikusan fejlődik, összetételében igen változatos. Kezelése többé-kevésbé megoldott, mint ahogy technológiai akadályok napjainkban tulajdonképpen nem léteznek, de kiforrott módszertan a várható környezeti és gazdasági hatások előrejelzésére nem létezik.

3 eredeti: „Sustainable development is development that meets the needs of the present without compromising the ability of future generations to meet their own needs.‖

12

BEVEZETÉS ÉS CÉLMEGHATÁROZÁS

2. ábra: A fenntratható fejlődés (sustainable development) három alappillére,s szociális (Social), környezeti (Environmental) és gazdasági (Economy) szempontok (Heijungs, Huppes, and Guinée 2010) nyomán

A dolgozat „top-down‖ és „bottom-up‖ kutatási módszerekkel, környezeti- és költséghatások definiálásával, valamint a foglakoztatási potenciál, mint a technológiák szociális jellemzőjének integrálásával egy lépést tesz a Magyarországon alkalmazott e-hulladék kezelési technológiák fenntarthatósági szempontú értékelése felé (LCSA) (lásd 2. ábra). További cél a laboratóriumi és félüzemi kísérleti adatok felhasználásával új technológiák jövőbe tekintő összehasonlító elemzésének vizsgálata elsősorban a magyarországi környezet figyelembevételével.

1.2 A vizsgálat tárgya Kutatásom alapvetően a hulladékgazdálkodási rendszerek modellezésével foglalkozik. A központi cél, amely köré a csoportosítottam:

fenntarthatóságával, kutatási kérdéseket

Alapvető célom egy még nem integrált technológiát is tartalmazó (nem hagyományos) hulladékgazdálkodási rendszer környezeti-gazdasági tulajdonságainak meghatározása. A módszertan kidolgozásához a HEEB hulladékcsoportot választottam, annak sokrétű összetétele miatt (lásd még VII. melléklet). Így a modell rendszerben várhatóan sok hulladékkezelési technológia fog előfordul. A nem hagyományos technológiának eddig a NyHL-ek pirolízissel való feldolgozását választottam. A modellben felépített rendszer a következőképpen alakul: a beszállított hulladékot (lásd 2.1 fejezet) kézzel vagy félig automatizálva válogatják (lásd 2.2.1 fejezet) megfelelő kategóriákba, az azt követő feldolgozási technológia számára legalkalmasabb módon. Ezt egy szelektív szétszerelés követi, aminek célja a feldolgozó technológiára nem alkalmas alkatrészek eltávolítása. A következő lépés a hulladék aprítása (lásd 2.2.2. fejezet) majd a mágnesezhető fémek kiválogatása (lásd 2.2.3 fejezet), amit adott esetben egy kézi válogatás követ. Egy újabb méretcsökkentési eljárással, esetleg a nem mágnesezhető fémek leválasztásának (lásd 2.2.4 fejezet) hatásfokát növelni lehet. Az ilyen eljárások a szennyezőanyagok leválasztását és az értékes másodlagos nyersanyagok feldúsítását célozzák meg (Williams 2006), hogy azokat gazdaságosabban lehessen kinyerni, illetve termikusan hasznosítani (lásd 2.3-2.4 fejezet). Az analízishez kapcsolódó kutatási kérdések: Segíthet-e a módszertan a meglévő gazdálkodási megállapításában, a teljesítmény javításának érdekében?

rendszerek

gyenge

pontjainak

A kérdés megválaszolásához egy technológiai modellt kell létrehozni, ami az anyagáram analízisen (MFA), az életciklus-elemzésen és életciklus-költéselemzésen alapszik (LCA és 13

BEVEZETÉS ÉS CÉLMEGHATÁROZÁS LCC). A modell különböző paraméterek dinamikus hálózata, melyek variánsai kölcsönös hatással vannak egymásra és a teljes rendszer környezeti- és ökonómiai teljesítményére. Ezekk a módszerek kiválóan alkamazhatók többkritériumos döntéshozás támogatásához. Milyen szerepük van az adott hulladékkomponenseknek a teljes rendszer tulajdonságainak kialakításában? Mely komponensekre érdemes koncentrálni környezetvédelmi vagy gazdasági szempontból? A kérdés fontosságát mutatja, hogy gyakran a hulladék-feldolgozóknak a műanyag feldolgozása gazdaságilag nem hoz hasznot, viszont a magas műanyag-feldolgozási célráta akár az értékesebb anyagok elvesztéséhez vezethet. Ezek az anyagok közvetlenül nem mérgezőek (csak a velük együtt előforduló egyéb komponensek), de primer forrásokat helyettesítve nagyobb gazdasági és környezetvédelmi hasznuk van. A módszertan segítségével anyagi prioritások könnyebben választhatók. Mekkora a különböző teljesítményhez?

technológiák

hozzájárulása

a

teljes

környezeti-gazdasági

Melyik módszernek milyen környezeti- gazdasági szerepe van a teljes technológiai láncban, hasonlóan az előző kérdéshez? Megválaszolásához az LCA és LCC módszerét alkamazom. Melyek a NyHL-ek félüzemi pirolízisének tulajdonságai? Egy kilogramm nagyságrendű szakaszos fixált ágyas reaktor felépítésével és pirolitikus kísérletek kivitelezésével megfelelő tanulságok vonhatók le a kérdés megválaszolásához. Lehet-e a pirolízist NyHL kezelésére használni? A pirolitikus kísérletekből leszűrhető tapasztalatok LCA rendszerbe való beépítésével leképzem a NyHL pirolízis környezeti és gazdasági tulajdonságait. Ez alapján eldönthető a fenti kérdés. Be lehet-e illeszteni a csak papíron, illetve laboratóriumban vagy fél-üzemi fázisban lévő folyamatokat már létező rendszerbe? A pirolízist integrálom a HEEB gazdálkodás életciklus modelljébe. A pirolízis laboratóriumi  fél-üzemi  üzemi mérettartomány környezeti tulajdonságainak méretezésével nyert tapasztalatok a laboratóriumi mérettartományban létező technológiák környezetterhelésének becsléséhez fontos új információt hordoznak. Milyen alapvető LCA és LCC-beli különbségek vannak a NyHL kohósítás és pirolízis között? Az összehasonlításhoz mindkét technológiához egy LCA és LCC modellt építek fel. Az eredményt a különböző szempontok szerinti kiértékelés adja meg. Milyen módszertan alapján lehet kialakítani egy környezeti politikát? A kidolgozandó rendszermodell egy általános matematikai funkcióra alapozott, aminek egyik variánsát a technológia működtetésével járó költségek jelentik. A teljes rendszer költség mérlege lehetővé teszi a hulladék monetáris értékének megállapítását. A környezeti hatásokkal kapcsolatos döntésekben az LCA, míg a szociális jellegű kérdésekben a foglakoztatás nyújt döntési támogatást. A doktori dolgozatommal a következő hipotéziseket vizsgáltam:

14

1.

A NyHL pirolitikus kezelésénél létezik egy olyan egzaktul megadható kezelési hőmérséklet és/vagy reakció idő, melynél a NyHL műanyagtartalma közel 100%-ban elbomlik. (lásd 5.2-es fejezet)

2.

A laboratóriumi, félüzemi mérésekkel szerzett információk, valamint más hasonló ipari technológiákból származó tapasztalatok alapján egy kísérleti eljárás környezeti profilja meghatározható. Ezzel együtt a nagyobb mérettartományú eljárás környezeti profilja kedvezőbb képet mutat. (lásd 5.3-as fejezet)

3.

A pirolízis, mint NyHL kezelési technológia, versenyképes a jelenleg elérhető legjobb technológiával, a kohósítással. (lásd 5.5.3-as fejezet)

BEVEZETÉS ÉS CÉLMEGHATÁROZÁS

4.

Környezeti életciklus és életciklus-költségelemzés, valamint egyes szociológiai paraméterek ötvözésével létrehozható a környezeti politika kialakítását támogató módszertan. (lásd 5.6-os fejezet)

A fenti kérdések megválaszolásához és a hipotézisek ellenőrzéséhez tevékenységem során többek között a következő munkákat végeztem el a: 1. 2. 3.

a

doktori

a hulladékkezelési technológiák modellezéséhez a HEEB feldolgozás modellezése alternatív NyHL feldolgozáshoz a pirolízis környezeti és költségprofilhoz az MFA/LCA/LCC;

15

ELMÉLETI HÁTTÉR

2 Elméleti háttér A HEEB-ek igen bonyolult összetétele miatt technológiai megoldások egész sorát kell rendszerbe kötni a megfelelő hulladékkezelés elérésének érdekében. Rendszerünk a következő hulladékkezelési eljárás-technológiákat modellezi: -

a hulladék visszagyűjtése, különböző menedzsmentmódszerek alkalmazása,

-

fizikai tulajdonságok szerinti szétválasztás örvényáramú szeparáció, rázóasztal, flotálás),

-

termikus eljárások (kohósítás, pirolízis, égetés),

-

kémiai-fizikai eljárások (hidrometallurgia), valamint a

-

lerakás.

(darabolás

utáni

mágneseses-,

Ezek kombinációival előállított forgatókönyvek elemzésével kapunk információt egy adott helyzetben, az adott körülményekhez legjobban igazodó, alacsony költségű és magas környezeti teljesítménnyel rendelkező technológiai eljárássorról.

2.1 Hulladékgyűjtés (reverz-logisztika) Rudolf Gysi disszertációjában egy rendszer-optimalizációs problémaként tekint a logisztikára, ahol több változót – például a költségeket, raktár mennyiséget, és -felületet – kell szinkronizálni egy meghatározott optimum elérésének érdekében (Gysi 1974). Az információs technológiák fejlődésével valamint a logisztikai feladatok komplexitásának növekedésével a kilencvenes évek elejére maga az információáramlás vált lényeges tényezővé. Ezzel egyidejűleg az ellátás menedzsment fejlődésében a reverz-logisztika szerepe is egyre fontosabbá vált (Csiszár 2006; Richey et al. 2005).

3. ábra: Zárt logisztikai lánc (Hanafi, Kara, and Kaebernick 2008) Rogers és Tibben-Lembke (1998) a következőképpen határozták meg az reverz-logisztikát: „A nyersanyagok, termékek, és információk áramlásának effektív és költséghatékony tervezése, a fogyasztás helyétől a kiindulási pontig, az újrahasznosítás illetve megfelelő kezelés érdekében.” (Rogers and Tibben-Lembke 1998). Ez tulajdonképpen a logisztika Council of Logistics Management szerinti definíciójának megfordítása. A 3. ábra szemlélteti a reverz-logisztika főbb részrendszereit. Az elosztási lánc megszervezésében a vállalatok természetszerűen jobban érdekeltek mint a visszagyűjtési láncnál, mivel ott közvetlen profit keletkezik a termék eladásával. Az elosztási lánc szereplői ugyanakkor próbálják a visszagyűjtést és az esetleges szétválogatást elkerülni, ezzel csökkentve költségeiket (Rogers and Tibben-Lembke 1998). Szerencsére több nemzetközi és

17

ELMÉLETI HÁTTÉR nemzeti jogi szabályozás visszagyűjtésének keretéről.

gondoskodik

a

HEEB-ek

megfelelő

kezelésének,

egyben

Ilyen például a 2002/96/EC direktíva, mely kvalitatív és kvantitatív irányt mutat a HEEB begyűjtéséhez, újrahasznosításához valamint egyéb kezeléséhez minden hulladékkategóriában, melyeket a jogszabály definiál. Ugyanakkor definiálja a gyártók felelősségét a hulladékok megfelelő kezeléséről (Streicher-Porte 2006; 2002/96/EC 2002). Másik jogszabály, ami gondoskodik a termék, illetve a visszagyűjtendő hulladék minőségéről, ezáltal szabályozza a reverz-logisztikát is, az ROHS direktíva. Ez az új gyártású EEB-ekben található ólom, kadmium, higany, hat vegyértékű króm, polibrómozott bifenil (PBB), valamint polibrómozott difenil éter (PBDE) mennyiségét korlátozza (2002/95/EC 2003; 2011/65/EU). Megemlítendő szabályozás még az úgynevezett kiterjesztett gyártói felelősség (EPR – extended producer responsibility). Ez egy - az OECD által kidolgozott - környezetvédelmi politikai útmutatás vállalatok számára, hogyan kezeljék a termékeikből keletkező hulladékokat (gyártó fizet elv) (OECD 2009). Alapvetően kétféle szempontból:

visszagyűjtési

rendszert

különböztethetünk

meg

szervezési

irányított visszagyűjtést és az önszerveződő visszagyűjtést. A HEEB koordinálásának másik lehetősége egy formális gyűjtési rendszer kialakítása. Ezt a koordinálást egy többnyire non-profit szervezet végzi a 4. ábrán látható elv szerint. Egyik legjobb példa a Svájcban már 1998-ban kialakított rendszer az EPR alapján. Ennek alappillére a gyártók és importőrök által a koordináló szervezetek felé fizetett „kezelési díj‖ (ARF – advanced recycling fee). A díj az elosztók, kereskedők és fogyasztók között oszlik meg. A felhasználó a HEEB-et bármely kereskedőnél vagy speciális gyűjtőpontoknál ingyenesen visszaszolgáltathatja. A koordináló szervezet eztán gondoskodik a kezelésről, ami a gyűjtőpontok fenntartását, a hulladék szállítását és környezetvédelmileg megfelelő kezelését jelenti. Ezeket a feladatokat természetesen különböző kritériumoknak megfelelő vállalatok versenyeztetésével és hulladékgazdálkodó cégek egyéb módon történő ellenőrzött bevonásával teljesítik (Sinha-Khetriwal, Kraeuchi, and Schwaninger 2005; Streicher-Porte 2006). A befizetett újrahasznosítási díjaknak megközelítőleg 40-50 %-át költik újrahasznosításra, 1530 %-át transzportra és 8-15%-át a gyűjtőpontok fenntartására, és mindössze 2,5 %-át adminisztrációra (Andreas 2010; Sinha-Khetriwal, Kraeuchi, and Schwaninger 2005).

18

ELMÉLETI HÁTTÉR

4. ábra: EPR alapján, jogszabályi úton befolyásolt visszagyűjtési séma (Sinha-Khetriwal, Kraeuchi, and Schwaninger 2005; Streicher-Porte 2006)

Az önszerveződő újrahasznosítási láncra kitűnő példa az indiai gyakorlat (lásd 5. ábra). Ez azokra az országokra jellemző, ahol a cégek hajlandósága a környezetvédelemre alacsony, illetve a jogszabályi környezet is lazán kezeli azt. Ebben az esetben nincs „központilag‖ meghatározott újrahasznosítási díj, hanem a hulladékkezelésre szakosodott cégek fizetnek vételi árat a beszállított hulladék általuk megszabott ellenértékeként (Sinha-Khetriwal, Kraeuchi, and Schwaninger 2005; Manomaivibool 2009). Ez a fizetési hajlandóság tartja fent a visszagyűjtési láncot egy Európára jellemző jogszabályi kötelezés nélkül. Az ilyen rendszerek több munkahelyet generálnak többnyire képzetlen vagy fél-képzett munkaerőnek. Ugyanakkor a kevésbé automatizált kezelési technológiák alkalmazása nagyobb munkahelyi kockázatot jelent, és toxikus anyagok nagyobb mértékű kibocsátásával jár (Sinha-Khetriwal, Kraeuchi, and Schwaninger 2005). A szervezetlen visszagyűjtés hátránya, hogy képtelen kvalitatív és kvantitatív folytonosságot biztosítani a feldolgozóknak. Ez pedig nagy hatással van a másodlagos nyersanyagok minőségére, valamint előállításuk gazdaságosságára.

19

ELMÉLETI HÁTTÉR

5. ábra: A kvázi önszerveződő visszagyűjtés (indiai minta) (Sinha-Khetriwal, Kraeuchi, and Schwaninger 2005; Manomaivibool 2009) A magyarországi helyzet a svájciéhoz hasonló (lásd 6. ábra). Az EEE importőrök és gyártók kötelesek az államnak az úgynevezett termékdíjat fizetni a behozott illetve legyártott termékek fajtájától és súlyától függően4 (2011. Évi LXXXV. Trv. 2011). Az állam ebből az alapból juttat az Országos Hulladékgazdálkodási Ügynökségnek (OHÜ), ami ebből gazdálkodva szervezi meg a termékdíj köteles hulladékok gyűjtését, és szállítását a feldolgozókhoz (OHÜ 2012).

6. ábra: Szorosabb állami felügyelet a begyűjtésben (magyar példa) (OHÜ 2012)

4

20

A svájci ARF-hez hasonlóan

ELMÉLETI HÁTTÉR

2.2 Fizikai tulajdonságokon alapuló feldolgozás A fizikai tulajdonságokon alapuló feldolgozáshoz sorolok be minden olyan folyamatot, ami a HEEB-ek valamilyen fizikai tulajdonságát használja a komponensek szétválasztására, illetve mechanikai behatást alkalmaz.

2.2.1 Előzetes válogatás Az előzetes válogatás többnyire emberi erő igénybevételével történik. A hulladékká vált eszközök szétszerelése után a komponensek szétválogatása gyorsítható és precízebbé tehető különböző kódolási és jelölési technikák használatával (Rios et al. 2003). A szelektálás automatizálásra is van lehetőség különböző detektorok alkalmazásával (Rios, Stuart, and Grant 2003). Automatizált szétszerelési módszer a MeWa Recycling GmbH által kifejlesztett láncos törő (UNI-CUT® QZ 2000 HD). A flexibilis, gyorsító eszköz (lánc) a beadagolt anyagot nagy sebességre gyorsítja, mely ettől, és a reaktor speciálisan kialakított geometriájától egy jellegzetes anyagáramlási mintát vesz fel (harántmozgás lásd 7. ábra). Különböző fizikai hatások gondoskodnak az alkatrészek illesztéseinek mechanikai meglazításáról és szétbontásáról. Ezen kívül a feltárást segíti még a súrlódási hő hatása is. A következő paraméterek határozzák meg a ―termék‖ minőségét: tartózkodási idő, a gyorsító eszköz sebessége és a kihordónyílás nagysága (KMProjekt_Kft 2009; MeWa 2007).

7. ábra: Az UNI-CUT® QZ 2000 HD működési elve, a nyilak a hulladék mozgásának irányát jelölik (láncos törő) (MeWa 2007) Az automatizálás nagyobb kapacitást tesz lehetővé, míg a pusztán kézi szétszerelés inkább precíz és roncsolásmentes (Duflou et al. 2008). Az előzetes válogatás előnye a kis kapacitással szemben, hogy a magas nemesfém tartalmú alkatrészek, például NyHL-ek, kiválogatása szignifikánsan nagyobb hatásfokot eredményez a fémek újhasznosításánál (Chancerel et al. 2009). Az előzetes válogatás után a hulladékok az aprítóba kerülnek, illetve a speciális kezelést igénylő berendezéseket, – mint hűtőgép vagy katódsugárcsöves készülékek, – más módszerrel kezelnek tovább.

21

ELMÉLETI HÁTTÉR

2.2.2 Elektronikai hulladékok aprítása A méretcsökkentésre különböző shredderek, malmok állnak rendelkezésre. A shredderekben többnyire tengelyre felszerelt kalapácsok és a berendezés falával történt ütközések aprítják az anyagot. A shredderben szorosan egymás mellett álló kések forognak, melyek nyíró hatás kifejtésével vágják szét a beadagolt anyagot (de Ron and Penev 1995). További méretcsökkentő hatás a szemcsék súrlódása is (Chapman 1997). Az aprítandó hulladék ridegségének növelésével a méretcsökkentés hatásfoka jelentősen növelhető. Erre az úgynevezett kriogén aprítást alkalmazzák. A mélyhűtést kísérleti módon alkalmazzák a NyHL-ek mechanikai újrahasznosításánál (de Ron and Penev 1995; Jakob and Melchiorre). Mivel (Chancerel et al. 2009; Hagelüken 2006a) szerint a NyHL ilyen aprítása csökkenti a kinyerhető nemesfémek mennyiségét, LCA modellem a kriogén aprítást nem tartalmazza. Az aprítás szempontjából két fontos alkotóelemet különböztethetünk meg: 1.

a NyHL és

2.

az egyéb alkatrészek.

A megkülönböztetés alapja a fajlagos érték (gazdasági szempont) és az összetétel. Az egyéb alkatrészek nagy mennyiségű azonos anyagi minőségű komponenseket tartalmaznak. Így ezek szétválogatása különösebb technológiai nehézséget nem okoz. Az elektronikai eszközökben a komponensek és alkatrészek csatlakozási mintázata is befolyásolja az aprítás hatékonyságát. Ez a mintázat kétféle lehet: 1. 2.

egyszerű illesztések és az anyagok keveredésével járó zárt rendszerek.

A hozzáerősítés, beszúrás, menetelés, betokozás kis energiával bontható, míg a hegesztés, ragasztás, bevonatolás, lakkozás már nehezebben, a töltés, ötvözés pedig mechanikus úton szétválaszthatatlan (Zhang and Frossberg 1997). A kriogén aprítás során a NyHL műanyagtartalma rideggé tehető, a fém és műanyag eltérő tágulási együtthatója következtében feszültség keletkezik köztük. Ez elegendő ahhoz, hogy a két anyagfajta szétváljon (Nallinger 1999). A kriogenizálás további előnye, hogy csökkenhetők az oxidatív folyamatok, és visszaszorítható a kiporzás vagy káros gázok keletkezése. 1. táblázat: A részecske alakjának hatása (Zhang and Frossberg 1997) Elválasztási eljárások

Részecske alakjának hatása

Méret szerinti osztályozás

A szitarekesz elkülönítette a lemez alakú részeket és az összegabalyodott huzalokat

Sűrűség szerinti szétválasztás

Az ülepedési sebességre, végső soron az elválasztás hatékonyságára hat

Mágneses szétválasztás

Demágneseződési faktorra és a mágneses erőre

Elektrosztatikus szétválasztás

A koronatér töltésére, a szétválasztandó szemcsékre kifejtett elektrosztatikus erőre.

Örvényáramos szétválasztás

A vezető szemcsékben indukálódó örvényáramra és az ennek folyamán fellépő Lorentz erőre

A shredder termékeit rázóasztalon, szitán vagy fluid ágyas szeparátorban is szétválaszthatjuk. Ennek lényege hasonló a rázóasztaléhoz. Az anyag egy dőlt vibráló felületen halad keresztül, és a fajsúly különbség következtében a nehezebb részecskék lefelé vándorolnak, míg a könnyebb műanyagban gazdag frakció a felszínen marad (de Ron and Penev 1995; Chapman 1997).

22

ELMÉLETI HÁTTÉR

A shreddert többnyire kevert minőségű anyag hagyja el, aminek következtében különböző szemcseméretű frakciókban eltérő komponensek dúsulnak fel. Ezek az alábbiak: •

nem mágnesezhető fémek (réz, arany, ezüst, palládium, ón),

•

mágnesezhető fémek (vas),

•

egyéb maradékok (pl. műanyag),

•

tiszta alumínium (Chapman 1997; Zhang and Frossberg 1997).

Ezeket további szeparációs módszerekkel tovább lehet dúsítani (lásd 1. táblázat). A ferromágneses fémek a kisebb szemcseméretű frakcióban dúsulnak fel a rézzel együtt, míg az alumínium leválási foka a nagyobb szemcseméret-tartományban magas (Oki, Yotsumoto, and Owada 2004; Guo et al. 2011). A fizikai szétválasztásnál a komponensek méretének meghatározó szerepe van. Az aprítás egyik célja, hogy méretcsökkenést és ezzel fajlagos felületnövekedést érjünk el a feldolgozandó anyagoknál, illetve hozzáférhetővé tegyük az eredetileg rejtett hulladékkomponenseket is. Másrészről a kisebb formátumú hulladékkomponensek eljárástechnológiai szempontból könnyebben kezelhetőek (logisztika, beadagolás). Habár a méretcsökkentéssel a szemcsék anyagi összetétele is egyszerűsödik, azaz közel homogén anyagi összetételű szemcsék keletkeznek, a túlzott mértékű aprítást kerülni kell. Egyrészt az alkotók ilyen módú feldúsulása korlátorzott, így a befektetett energia korántsem arányos a szétválaszthatóság hatásfokával, másfelől a fontos fémes alkotóelemek könnyen emittálódhatnak a keletkező porral, gázokkal, ami csökkenti a visszanyerhető anyagmennyiséget (Chancerel et al. 2009; Hagelüken 2006a; Hagelüken 2006b; J.-C. Lee et al. 1994; J.-C. Lee et al. 1996).

2.2.3 Mágneses szeparáció Az elektronikai eszközök nagy része fémekből áll, ami különböző mértékben mágnesezhető frakciókat is tartalmaz. Ezek egyik legegyszerűbb kiválogatása, amit a hulladékgazdálkodásban, és az ércdúsításban is alkalmaznak, a mágneses szeparáció. A mágneses szeparációt előszeretettel alkalmazzák alacsony-intenzitású dob szeparátor formájában ferromágneses fémek nem-vas fémektől, és nem mágnesezhető szennyezőktől való elválasztásánál (Schloemann 1976). Ez tulajdonképpen már egyfajta kombinációja az örvényáramú szeparátornak és a mágnesnek (Schloemann 1976). A ritkaföldfémeket tartalmazó nagy intenzitású permanens mágnesek több lehetőséget rejtenek magukban, mivel paramágneses fémek elválasztására is alkalmasak (Cui and Forssberg 2003). Sok hulladék-feldolgozó üzem ezeket használja mágneses futószalag formájában (de Ron and Penev 1995). Ez három ötvözetcsoportnál valósítható meg (Cui and Forssberg 2003): 

Réz ötvözetek relatíve magas szuszceptibilitással, például: Al-multikomponensű bronz



Réz ötvözetek közepes szuszceptibilitással, például: Mn-multikomponensű bronz.



Réz ötvözetek alacsony szuszceptibilitással, vagy diamágneses anyagok, például: réz alacsony vastartalommal.

A mágneses szeparátorok egyik hátránya, hogy a mágnesezhető részek nem mágnesezhető részeket is magukkal ragadhatnak, ezzel rontva a ferromágneses frakció tisztaságát (Veit et al. 2005). A dob mágnesek esetében a termékek tisztasága ugyan 90 % fölötti, de az újrahasznosítási arány 60-80 % között ingadozhat (Schloemann 1976). A permanens és elektromágnesek között elsősorban üzemelés-technikai különbségek vannak. Jó hatásfokán túl a permanens mágnessel még üzemelési költségeket is redukálni

23

ELMÉLETI HÁTTÉR lehet az elektromágnesekkel szemben (Lungu 2009), mindamellett az üzemzavarok esetén kezelése is egyszerűbb. Az elektromágnesek pozitív tulajdonsága a könnyű tisztíthatóság, nagyobb kapacitás. Hátránya, hogy működéséhez elektromos áramot, egyes típusoknál hűtőolajat igényel (Goudsmit 2006). További jellemzőket a 2. táblázat mutatja. 2. táblázat: Néhány mágneses szeparátorfajta tulajdonságai (+ jellemző, - nem jellemző) (Steinert 2007a) permanens mágnes

elektromágnes

függőmágnes

dobmágnes

szalagcsúszda végén elhelyezkedő

függőmágnes

dobmágnes

csőmágnes +

szemcseméret

finom

-

-

+

-

-

durva

+

+

+

+

+

-

fémkoncentráció

kevés fém

-

-

+

-

-

+

sok fém

+

+

+

+

+

+

durva

+

+

+

+

+

-

fimon

-

+

-

-

-

+

granulátum

+

+

+

-

-

+

beszerzési

< 20000€

< 5000€

< 5000€

energia fogy.

közepes

közepes

közepes

magas

magas

közepes

kezelőutóválogatás személyzet

alacsony

alacsony

alacsony

alacsony

alacsony

alacsony

termékméret

költségek

> 20000€ < 20000€ < 20000€

2.2.4 Elektromos vezetőképességen alapuló szeparáció Ezen eljárás az anyagok különböző elektromos vezetőképességét, vagy ellenállását használja ki. Az alábbi három eljárás a legismertebb (Cui and Forssberg 2003; de Ron and Penev 1995): 1.

Örvény áramú szeparátor

2.

Korona elektródos szeparáció

3.

Dörzs elektromos szeparáció

Az örvényáramú szeparátor 5 mm-nél nagyobb szemcsék esetében használható hatékonyan, ezalatt már nagyobb hatékonyságú mágnesekkel felszerelt berendezésre van szükség (Lungu and Schlett 2001; Zhang et al. 1998). A szeparáció kritériuma itt a szemcse vezetőképessége és a sűrűsége. A szeparátorban taszító erő alakul ki a töltött részecskékben a megfelelő alternatív mágneses mező és az örvényáram kölcsönhatása által indukált mágneses mező hatására (Lorentz-erő). Alkalmazása: nem-vas kiválasztása zúzott autóhulladékból, vasipari öntöde öntőhomokjának tisztítása, PET, üvegtörmelék tisztítása, stb. (Kercher and Webb 1982; Lungu 2009; Lungu and Schlett 2001). A korona-elektródos szeparációnál a koronaelektród és az ellentétesen töltött részecske között kialakuló kölcsönhatás a szeparáció hajtóereje. Ez 5 mm-nél kisebb szemcseátmérőnél alkalmazható. Nyersanyagok, hulladékok vezető és nem-vezető frakcióra való szétválasztáshoz, valamint Cu és Al aprított drót, illetve kábelhulladékból való visszanyeréséhez alkalmazzák. A vezető anyagok (fémek) a forgódobról a centrifugális erő és a koronaelektródok hatására távolabb repülnek, míg a kevésbé vagy egyáltalán nem vezető anyagok a dobbal tovább fordulva ahhoz közelebb esnek (Zhang and Forssberg 1998; Huang, Guo, and Xu 2009; Veit et al. 2005) Az elektródrendszer kialakításán kívül a szétválasztás hatásfokát több más fizikai tényező is befolyásolhatja. Ilyenek a henger forgási sebessége, a betáplálás mennyisége és a

24

ELMÉLETI HÁTTÉR

környezeti viszonyok (Nallinger 1999; Krause and Röhrs 2000). A kialakítástól függően a termékkihozatal elérheti a 90-95%-ot. A fémfrakció tisztasága akár 99 %-os is lehet (Nallinger 1999; Luga and Morar 2001). Legtöbbet a gömb alakú szemcséket tanulmányozták, bár a legtöbb szemcse hengeres (apró huzaldarab). A hosszú szemcsék hajlamosak a villamos tér erővonalai mentén beállni, és a koronakisülés a végükön következik be. Ez a jelenség leronthatja a töltési folyamat hatásosságát a lapelektród felületén, ha a szemcsék hosszúak, a koronakisülés is káros szikrázással, beégéssel jár (Luga and Morar 2001) A dörzs elektromos elválasztásnál a dörzstöltéssel ellentétes töltésű részecske okozza a különböző erőirányokat. Ezzel főként műanyagokat választanak el egymástól 10 mm-es szemcse átmérővel.

2.3 Termikus kezelés A termikus kezelések közé a hulladékok oxidatív és nem oxidatív hőkezelését soroljuk. Ez többnyire a hulladék égetését, olvasztását valamilyen elektromos, vagy nagyolvasztó kemencében, pörkölést, olvasztást foglal magába (Cui and Zhang 2008). Az anyagáram-analízis során a következő öt termikus eljárást modelleztem:   

 

kohósítás, mint a NyHL-ek kezelési módszere égetés, mint a műanyag hulladék komponensek energetikai hasznosítása pirolízis, mint a NyHL-ek alternatív kezelési módszere (kivitelezés saját tervezésű félüzemi reaktorban a Pannon Egyetemen Környezetmérnöki és Kémiai Technológia Intézeti Tanszékén) pydra/haloclean/pyromaat eljárás, mint a műanyag komponensek kezelése fém komponensek újraolvasztása.

Tapasztalhattuk, hogy a csupán mechanikai módszerek felhasználásával az ipar számára szükséges nagy tisztaságú termék csak megközelíthető, a fémek teljes újrahasznosításához metallurgiai módszereket is be kell vetni.

2.3.1 Kohósítás A kohósítás során nagyobb mennyiségű réz nyerhető ki a válogatott elektronikai hulladékokból, elektromos kohó, hulladékfém konverter és anódkályha felhasználásával (lásd 8. ábra). Az MFA, LCA és LCC az IsaSmelt módszert modellezi (Hagelüken 2006a; Hagelüken 2006b; Brusselaers et al. 2005; Hageluken 2006; Rajeshwari 2007; Bakker, Nikolic, and Mackey 2011). A réznél „értéktelenebb‖ fémek általában a salakba kerülnek, vagy a konverterben oxidálódnak. Megfelelő véggáz tisztító alkalmazásával ezek az anyagok, például a cinkoxid, ólomoxid stb. visszanyerhetők. A nemesebb fémek, mint a nikkel és nemesfémek több mint 90 %-ban a folyékony rézmátrixban maradnak. Az anódkályhában ezek elválaszthatók, főtermékként 99,99 %-os tisztaságú katód-réz áll elő. Az egyéb additív anyagok és műanyagok a magas hőmérsékleten elégnek, az üveg (üvegszál) és kerámiaanyagok az olvasztás során a salakba kerülnek. A salak tulajdonságai kielégítőek az építészetben való felhasználáshoz. Az esetleges kálium, nátrium és klór tartalom gátolja a salakképződést, valamit számolni kell nehézfémek felszabadulásával is (Quindt 1998; H. Antrekowitsch et al. 2006). A NyHL réz konverterben történő feldolgozása csak akkor lehetséges, ha megfelelő mennyiségű rézérc áll rendelkezésre, mivel a konverterben lezajló folyamatokhoz feltétlenül szükséges rézérc. A primer körben hagyományos módon előkezelik a szulfidos rézércet, ami részleges pörkölést (oxidálást jelent). Ezután adják hozzá a NyHL hulladékot. Ha nem megfelelő a réz-oxid/réz-szulfid arány, nem indulnak be a rézkiválást eredményező reakciók. Ezt okozhatja a kevés rézérc adagolás, vagy éppen a túl sok NyHL-hulladék. Ez befolyásolja az elektronikai hulladék feldolgozó kapacitást. 25

ELMÉLETI HÁTTÉR

8. ábra: A rézkinyerés egyszerűsített folyamata a Norddeutsche Affinerie-nél (Quindt 1998) A Boliden cég rönnskäri feldolgozó üzemében is a Norddeutsche Affineriehez hasonló eljárás-technológia folyamatsorral dolgozzák fel a hulladék NyHL-eket. Itt a technológia „szíve‖ a Kaldo-kemence (Leirnes and Lundstrom). A módszer képes olyan hulladékok feldolgozására, melyek nagyobb mennyiségű szerves anyagot is tartalmaznak a fémek mellett. Lényege, hogy olaj-levegő keverékkel egy részleges elgázosítást hajtanak végre és a keletkező kokszot és gázokat használják a kemence felfűtésére. A kemence alapja egy ólom olvasztó. Az Umicore eljárása az IsaSmelt technológián alapszik, ami egy rézolvasztó kemence. Két alapvető folyamatra lehet osztani, a nemesfém és alapfém eljárásokra. A nemesfém üzem során a rézérc és az elektronikai hulladék bekerül az IsaSmelt kohóba, ahonnan a nemesfémek a réz-szivacsba, a többi fém pedig a salakba kerül. Ezeket aztán az alapfém üzemben dolgozzák fel, ahol a rezet kioldják és elektrolízissel kinyerik. Az ólom ágon az ólom-oxidot redukálják, más ólom tartalmú hulladékokkal együtt. A többi fém kinyerése hagyományos metallurgiai úton történik. A technológia érdekessége, hogy az IsaSmelt kohóból származó kén-dioxidot kénsav gyártására használják fel, ezzel jelentősen csökkentve a légnemű károsanyag-emissziót (Philip et al. 2003; Player 2000; Bakker, Nikolic, and Mackey 2011).

2.3.2 Égetés Az égetés az egyik legmesszemenőbben kifejlesztett hulladékkezelési eljárás. Gazdaságossá úgy tehető, ha a keletkező hőt hasznosítják távhőként, vagy elektromos áram generálására. A keletkező füstgázok tisztítása igen fontos, mivel számolni kell fokozott káros anyag keletkezéssel, mint nehézfémek, vagy halogén tartamú szerves vegyületek (Barótfi 2003; Thomé-Kozmiensky et al. 2000). Hulladékkezeléshez, főként elektronikai hulladékok esetében, az együttégetéses megoldás a legkézenfekvőbb, amivel kompenzálni lehet az elektronikai hulladékok kedvezőtlen tulajdonságait. A németországi Karlsruhe Institute of Technology (korábbi Forschungszentrum Karlsruhe) kifejlesztett egy együttégető berendezést TAMARA néven (Vehlow, et al. 2002; Vehlow, et al.

26

ELMÉLETI HÁTTÉR

1997). Ennek input anyaga zöld hulladék és műanyag tartamú elektronikai hulladék. Ennek a keveréknek a fűtőértéke körülbelül 9-10 MJ/kg, ami megfelel a kommunális hulladék fűtőértékének. Az égető berendezés több füstgáztisztító technológiával van felszerelve. a szerves légnemű szennyezők, NOx, por, és pernye leválasztására. Egyes kutatások alapján igazolt, hogy a szabálytalanul, és decentralizáltan előforduló hasonló tulajdonságú hulladékok kezelésére az együttégetés ökológiailag és gazdaságilag is ésszerű megoldást kínál (Althaus 2011; Vehlow, et al. 1997).

2.3.3 Pirolízis A pirolízis lényege, hogy a hulladék termikus kezelése inert atmoszférában történik. Így a műanyag komponensek oxidáció helyett krakkolódnak, és a szénláncból alacsonyabb szénatom-számú termékek, vagy éppen elemi szén keletkezik (9-10. ábra). Ezzel lehetséges a hulladék műanyagtartalmát valamilyen üzem- vagy másodlagos nyersanyaggá konvertálni (Lein, Tange; Dieter 2005).

9. ábra: Műanyagok életciklusa (ExxonMobil 2012) A HEEB-ek kezelésére a pirolízisen belül több módszer létezik, mint a nyersanyagként történő újrafeldolgozás (Lein, Tange; Dieter 2005), a folyamatos pirolízis (Luda et al. 2005), valamint az egy-, ill. két utas pirolízis (Mazzocchia et al. 2003). A művelet során három fő termék keletkezik (Chaala, Darmstadt, and Roy 1997; Quindt 1998; Chien et al. 2000; Riess, Thoma, and O Vierle 2000; Md Azhar et al. 2002; Bhaskar et al. 2002; A. Hornung et al. 2003; Mazzocchia et al. 2003; Ruixia et al. 2003; Lein, Tange; Dieter 2005; Luda et al. 2005; Menad, Bo, and Eric 1998; M. Blazsó, Zs. Czégény 2002): •

Szilárd, szénszerű anyag,

• Folyékony, viszkózus, magas fenol tartalmú anyag (40-60 %) (Mazzocchia et al. 2003), valamint • Gáz halmazállapotú alacsony szénatom-számú szénhidrogének, a szén oxidjai ill. egyéb gáznemű anyagok keveréke (M. Blazsó, Zs. Czégény 2002; Mazzocchia et al. 2003; Lein, Tange; Dieter 2005).

27

ELMÉLETI HÁTTÉR

10. ábra: A pirolízis folyamata A NyHL átlagosan 3-12 m/m % brómozott égésgátlót tartalmaz (Chien et al. 2000; Riess, Thoma, and O Vierle 2000; M. Blazsó, Zs. Czégény 2002; A. Hornung et al. 2003; Lein, Tange; Dieter 2005). Ez főként abból adódik, hogy a lapok anyaga keresztkapcsolású epoxigyanta, közelebbről biszfenol-A és diglicid-éter hőre keményedő keveréke. A keverékhez a biszfenol-A-val együtt annak brómozott származékát is adagolják, hogy megfelelő égéskésleltetési hatást érjenek el. Ennek az eljárásnak köszönhetően az égéskésleltető a polimer szerves részévé válik, így nincs lehetőség elpárologtatására, kioldására (F. C.-Y. Wang 2000). Az újrahasznosításra törekvés nem csak a fémeket kell, hogy érintse, hanem minden lehetséges anyagot, a hulladékgazdálkodási irányelveknek megfelelően. A műanyag égésgátlótartalmából a termikus kezelések során klór- és bróm-tartalmú szénhidrogének szabadulnak fel. Az égetéskor ezért a véggázokat bonyolult tisztítási folyamaton kell keresztülvezetni. A pirolízisnél alkáli- és alkáliföldfém tartalmú sók (pd. CaCO3) adagolásával ezeknek a vegyületeknek a képződését csökkenteni lehet (M. Blazsó, Zs. Czégény 2002; Mazzocchia et al. 2003; Lein, Tange; Dieter 2005). Visszanyerésük lehetséges még ún. programozott égetéssel, amikor a termikus kezelés során keletkező HBr-ot a füstgázból kimossák (Wetering 2002). További előny, hogy a keletkező, üzemanyagként használható termékek szilárd és folyékony formái egyszerűen tárolhatók, míg a véggázok elégetésével a pirolitikus reaktor üzemanyagának egy része kiváltható. Egy pirolitikus berendezés nagyon sokféle lehet, mind a technológiáját, mind a méreteit figyelembe véve. Egészen kis teljesítményűre is ki lehet alakítani, hogy kielégíthessen kisebb lokális hulladékgazdálkodási rendszereket, így az ökológiai és gazdasági feltételeknek megfelelően, rugalmasan alakítható. A termékek halmazállapotának hőmérsékletfüggését a 11. ábra mutatja. A szilárd termék (c) mennyisége a hőmérséklet emelkedésével folyamatosan csökken, egy 20 és 30 % közötti érték felé tart. Durván 900 °C felett mennyisége tovább nem csökken, inkább stagnál. Ekkorra eléri a teljes mineralizációt, mikor anyagának fő részét már csak szén, fémek, és üveg alkotja. A szilárd fázis csökkenésével együtt az olaj- (b), és gázfázis (a) mennyisége növekszik. A gázmennyiség emelkedése közel lineáris, egy egyenessel leírható, míg az olaj keletkezése változó intenzitású. Magasabb hőfokon, úgy 900 °C után az olaj mennyisége elhanyagolható mértékben ugyan, de csökken. Ez betudható annak, hogy a krakkolódási folyamat során az olajat alkotó szénhidrogének olyan alacsony szénatom-számúakká degradálódnak, melyek az adott hőmérsékleti tartományban vagy szobahőmérsékleten már gázneműek.

28

ELMÉLETI HÁTTÉR

11. ábra: A termék halmazállapot szerinti összetétele a hőmérséklet függvényében (a: gáztermék, b: olajtermék, c: szilárd maradék) (Chien et al. 2000) Szilárd fázis A szilárd fázis kvalitatív és kvantitatív kutatottsága igen alacsony, mivel a NyHL hulladékok okozta problémák főként halogéntartalmú műanyag merevítésükből adódnak. A pirolízist követően a szilárd fázis mennyisége a beadagolt mintákhoz képest 30-70 m/m % között mozog (Chien et al. 2000; Mazzocchia et al. 2003). A szilárd fázisban többnyire elemi szén és üveg található, ami az epoxi-gyantában erősítésként használt üvegszálból marad vissza. Ez utóbbit a további kezelés előtt érdemes eltávolítani (Mazzocchia et al. 2003). A szilárd maradéknak e két komponensén tapadnak meg a fémek, így például a réz, ón, alumínium, ólom, ezüst és az arany. Ezek eltávolítása többnyire kioldással történik. A rezet ammóniumkarbonát oldattal, az ólmot ammónium-acetát és ecetsav keverékével, a maradék fémeket pedig királyvízzel lehet kioldani. A szenet többféle módszerrel el lehet távolítani, főként sűrűségkülönbség alapján őrlés utáni légszérrel, vagy hidroszérrel. Ezek közül a szerves anyagokat is tartalmazó fázisban számolni kell közel 5 m/m % Br-tartalommal is (Chien et al. 2000). Az intenzívebb hőközlés esetén a mineralizálódás kevésbé hatékony, ezért ebben az esetben kevesebb szilárd maradék keletkezik, így több folyadékra számíthatunk (Bhaskar, Uddin, et al. 2003). Folyadék A pirolízis olaj összetétele igen bonyolult. Alifás, aromás és halogénezett szénhidrogéneket egyaránt tartalmaz. Az olaj brómtartalma elérheti az 1,3 %-ot, a további anyagtartalomra jellemző a 93,2 %-os alifás és a 6,8 %-os aromás szénhidrogén koncentráció. A szénláncok átlagos oldallánc hosszúsága 2 szénatom. Az aromások mennyiségének 1HNMR adatai növekedést mutatnak, ami arra enged következtetni, hogy bizonyos fokú gyűrűzáródás történik a pirolízis közben. Az olajból vett minta forráspontvizsgálatából az derült ki, hogy a folyékony termék négy részre osztható: -

3,94 % könnyű benzin, 18,17 % nehéz benzin, 45,90 % könnyű gázolaj és 31,98 % nehéz gázolaj.

Ezek a termékek a petrolkémia, valamint az üzemanyaggyártás kitűnő kiegészítő alapanyagai lehetnek. A nehézgázolaj könnyebb frakciókra is degradálható, vagy felhasználható alacsony fűtőértékű tüzelőanyagként. Egyetlen hátránynak a brómtartalmat lehetne felhozni. A fent vázolt összetétel eléréséhez a pirolízis hőmérsékletét 800-

29

ELMÉLETI HÁTTÉR 900 K (hozzávetőlegesen 500-600 °C) között kell tartani, míg a minta tartózkodási idejét fél órára kell beállítani (Chien et al. 2000). A NyHL-ek pirolízisekor (400-600 °C) az aromások mellett, – mint már említettem –, a brómozott vegyületek megjelenésével mindenképpen számolni kell. Blazsó Marianne és munkatársai kísérletei szerint a következő termékek fordulnak elő a pirolízis olajban: nagyobb mennyiségben fenol, p-izopropil-fenol, biszfenol-A, míg nyomokban találkozhatunk acetonnal, az epoxigyantából származó (2-hidroxi-propil)-éterrel, valamint az előbb felsoroltak brómozott termékeivel, így bróm-fenollal és brómozott biszfenol A-val. A 12. ábrán a 450 °C-on pirolizált biszfenol-A alapú epoxigyanta termékeinek teljes kromatogramja látható, ami alátámasztja, hogy az égésgátlóként alkalmazott brómozott biszfenol A jelenti a brómozott termékek forrását (M. Blazsó, Zs. Czégény 2002).

12. ábra: A pirolízis olaj kromatogramja (epoxigyanta) (M. Blazsó, Zs. Czégény 2002) A brómtartalmú ABS műanyag pirolízis olajában C5-től C23-ig sokféle szénlánccal rendelkező termék megtalálható, melyek közül a C6, C9 és C16-os szénhidrogének a leggyakoribbak. Ez utóbbiak akár aromás formában is jelen lehetnek (Chien et al. 2000; F. C.-Y. Wang 2000; Bhaskar et al. 2002; M. Blazsó, Zs. Czégény 2002; Bhaskar, Uddin, et al. 2003). A brómtartalom nagy része HBr formájában a gázzal távozik, és csak töredéke található az olaj termékben (Bhaskar et al. 2002; M. Blazsó, Zs. Czégény 2002; Bhaskar, Uddin, et al. 2003). Az GC-MS-sel elemzett olajban az alifás és az aromás részek egyaránt tartalmaznak brómot. Más brómozott polisztirollal végzett pirolízis kísérletek viszont a brómot nagyobb mennyiségben a visszamaradó olaj fázisban mutatták ki, aminek mobilizásálására fém katalizátort ajánlottak (M. Blazsó, Zs. Czégény 2002; Md Azhar et al. 2002; Jakab et al. 2003; Bhaskar et al. 2002; Boerrigter 2001). Mazzocchia és mtsai-nak kísérletei szerint a pirolízis folyékony termékének mennyisége a minta össztömegének kb. 1/5-e. A folyékony termék tovább osztható két elkülönülő részre: egy barna viszkózus és egy kevésbé viszkózus fehér folyadékra (Mazzocchia et al. 2003). Az összetételét tekintve igen széles spektrumú. A fő komponens 40-60 m/m %-ban a fenol, attól függően, milyen típusú hulladék kerül a reaktorba. Az alkil-fenolnak rengeteg fajtája fordul még elő. Ilyen például a dimetil-fenol, etil-fenol, propil-fenol és az izopropil-fenol. Ezek keletkezése az EP-gyanták fenolos láncainak felhasadására vezethetők vissza. A műanyag alkatrészekben megtalálható tipikus égésgátló - a tetrabróm-biszfenol-A - bomlásának eredménye a pirolízis olaj brómtartalma (M. Blazsó, Zs. Czégény 2002; Mazzocchia et al. 2003). A brómot tartalmazó vegyületek aránya a folyadék fázisban 7-15%. Az oxidatív termikus eljárások esetében ezek az égésgátlók okozzák a mérgező polibrómozott dibenzodioxinok, valamint –furánok keletkezését. Ennek az anyagnak a szeparált kinyerése lehetővé teszi annak ismételt felhasználását új termék gyártása esetén. A többi brómozott termék fejlődése is ennek a molekulának a jelenlétére vezethető vissza. Ezt igazolja az a tendencia is, hogy mennyiségileg olyan molekulák következnek, melyek keletkezhetnek a kettős gyűrű szétválásával is. Ezek tehát olyan brómozott szénhidrogének, amikben legalább egy benzolgyűrű szerepel, melyen a krakkolódás mértékétől függően többféle csoport (alkil, vagy bróm) helyezkedik el (pl. dibróm-izopropil-fenol, ahol az izopropil

30

ELMÉLETI HÁTTÉR

csoport a másik benzolgyűrű szétnyílásából származhat, ill. a dibróm-fenol, ahol a két benzolgyűrű teljesen elvált egymástól (Mazzocchia et al. 2003). Ugyanez a tendencia figyelhető meg a nem brómozott szénhidrogének esetében is. A nagyobb szénatom-számú, akár gyűrűt is tartalmazó szerkezetek relatív mennyisége alacsony. Fő termékként a fenol jelenik meg, ami tulajdonképpen a teljes krakkolódás terméke. Ezt követi az alkil csoportot is tartalmazó izopropil-fenol. Kérdéses, hogy hosszabb idejű pirolízis esetén a szénláncoknak milyen fokú a degradációja. Továbbá, hogy a keletkező termékek hordoznak-e annyi többlet értéket, ami a nagyobb energiaigényt kompenzálja? A bróm a kis szénatomszámú termékektől egészen a 20-as szénláncú termékekig megjelenhet. Gyors felfűtés esetén a bróm inkább a hosszabb láncokban jelenik meg, míg lassabb felfűtéskor a kisebbekben (Md Azhar et al. 2002). Ez alapján a brómozott termékek megoszlásának szabályozására a hőközlés sebessége is nyújthat megoldást. A halogénezett termékek valamint a termék halmazállapotának megoszlását szabályozó további lehetőség a különböző katalizátorok alkalmazása. Ezzel a módszerrel a bróm szinte teljesen eltávolítható az olaj fázisból (Md Azhar et al. 2002). További probléma még az égésgátló adalékként alkalmazott antimon, illetve annak brómtartalmú terméke (SnBr3), ami szintén megjelenik a pirolízis olajban (Sato et al. 1998), de ez katalizátor alkalmazásával teljes egészében elkerülhető (Md Azhar et al. 2002). A gáztermék A keletkező gázok a termék összes tömegének 4-7 %-át teszik ki (Mazzocchia et al. 2003). A gázt alkotó szénhidrogénláncok hosszát a pirolizáló reaktorban uralkodó hőmérséklet is befolyásolja. Mazzocchia és munkatársainak mérései szerint a hőmérséklet emelkedésével a láncok rövidülnek. 430 °C felett a kettő szénatomot tartalmazó vegyületek mennyisége már alig 10 %, míg a H2 és a metán mennyisége 30 - 50 % közötti érték (13. ábra) (Mazzocchia et al. 2003)

13. ábra: A pirolízis gáz összetétele különböző hőmérsékleti tartományokban (Mazzocchia et al. 2003) A gáz mennyisége Bhaskar és mtsai-nak kísérletei szerint a felfűtés intenzitásának változtatásával nem változott, 1 °C/perces, és 10 °C/perces intenzitás mellett a gázhozamok közel azonosak voltak (Bhaskar, Uddin, et al. 2003). A tartózkodási idő nagymértékben nem, viszont a hőmérséklet kimutatható mértékben befolyásolja a HBr keletkezését, azaz egy adott tartózkodási időn felül a HBr koncentrációban nem következik be szignifikáns változás. 100 °C és 500 °C hőmérsékletek között a HBr

31

ELMÉLETI HÁTTÉR mennyisége fokozatosan növekszik, míg 600 °C felett a tartózkodási idő megnyújtásával sem lehet a hozamot fokozni (Chien et al. 2000). Optimális beállítások mellett a keletkező metán-hidrogén pirolízis gázkeverék fűtőértéke elérheti a 75 MJ/kg-os értéket is (M. Blazsó, Zs. Czégény 2002).

2.4 Egyéb kezelési technológiák A NyHL-ek anyagainak és a műanyagfrakciók főként energiatartalmának újrahasznosítására különböző hidrometallurgiai illetve kombinált termikus eljárásokat dolgoztak már ki. A legutolsó kezelés pedig a legkevésbé ajánlatos módszer, ami a hulladék ártalmatlanítása lerakással (lásd 1. ábra hulladékhierarchia).

2.4.1 Hidrometallurgia A hidrometallurgia során, mint ahogy az 14. ábra is mutatja, a fémek oldatba vitele a cél, a lehető legnagyobb hatásfokkal. A keletkező fémionokat tartalmazó oldatból a fém kicsapatással, vagy irányított elektrolízissel választható le. Kicsapatás esetén természetesen a különböző összetételű csapadékok újbóli oldása és elektrolízise szükséges. Kicsapatás alkalmazható akkor, ha az oldatban többféle fém zavarja egymás szeparált elektrolízisét. Különböző hidrometallurgiai eljárások alkalmazhatók az alábbi esetekben:     

színesfém kohászati salakok és porok feldolgozása galvánfürdők és galvániszapok feldolgozása kobalt- és cink-tartalmú ipari hulladékok (pl. cink-tartalmú forraszanyag, horganyzott acélhulladékok) hasznosítása elektronikai és galvánipari technológiai hulladékoldatok réz és nikkel tartalmának visszanyerése fémbevonatú elhasználódott termékek újrahasznosítható fémtartalmának visszanyerése (Török 2000)

A hidrometallurgiai eljárások előnyei: 

 

32

a termodinamikai és kinetikai adatok viszonylag könnyen hozzáférhetőek és megbízhatóak, az oldatkémiai törvényszerűségek többnyire megfelelő mélységig ismeretesek zárt folyamatlánc biztosítása esetén a folyamatok nem környezetszennyezőek a reagens zárt ciklusban újrafelhasználható, nem (vagy csak kis mértékben) képződnek környezetszennyező melléktermékek

ELMÉLETI HÁTTÉR

14. ábra: A fémek visszanyerése hidrometallurgiai úton Bár a hidrometallurgiai feldolgozás kisebb volumenben is elvégezhető a pirometallurgiához képest, a pirometallurgia dominanciája a feldolgozásban, a meglévő fémkohászati kapacitások miatt, megkérdőjelezhetetlen (Kamberovic, Korac, and Ranitovic 2011; Tuncuk et al. 2012). Az értékes fémek kioldására többféle oldószer alkamazható. Az elektronikai eszközökben jó vezetőképessége miatt használt arany egyik leghatékonyabb oldási technológiája a cianidos kezelés. A cianid vegyületek rendkívül mérgezőek, ezért alkalmazásukat kerülni kell, az EU-n belül tiltott technológia. A tioszulfátok alkalmazásával lehetőség van a cianidos technológia kiváltására. Oxigén jelenlétében azonban az arany oldódása gátolt a tioszulfát koncentrációjának csökkenése és egyéb komplexek képződése miatt (Chu, Breuer, and Jeffrey 2003; Senanayake 2005a; Senanayake 2005b). Az arany oxidációja oxigénnel lassú folyamat, és szükség van egy „katalizátorként‖ ható redox rendszerre is, amely a réz(II)/(I) páros, amivel az arany oxidálódása elősegíthető. Az aranyat a Cu(II) oxidálja, így az beoldódik, míg a keletkező Cu(I)et a beadagolt O2 oxidálja vissza (Senanayake 2005b). A fémek kioldására egyik legáltalánosabban használt ásványi sav a salétromsav. Mivel ez majdnem minden fémet old, szinte minden, a NyHL-ben található fém oldatba vihető vele. Az ilyen oldatok kezelése során fontos környezetvédelmi, és gazdasági szempont az oldószer regenerálhatósága. A kimerült oldatból a salétromsav kioldására kerozinban oldott tributilfoszfát (TBP) is alkalmazható. A savmentes oldatból aztán elektrolízissel illetve kicsapatással lehet a fémeket visszanyerni. Az elektrolízisre legérzékenyebben a réz reagál, aminek legalább 98%-a fém formájában leválik a katódon, míg más fém elektrolízise termodinamikai okok miatt gátolt. Az ón és ólom például kicsapatásos úton távolítható el az oldatból (Barakat 1998; Man-Seung, Jong-Gwan, and Jae-Woo 2003).

33

ELMÉLETI HÁTTÉR Az oldódási folyamat fokozására hidrogén-peroxid hozzáadása, nyomás alatti oldás, vagy az oldás Cl2/Cl- rendszerben kiválóan alkalmas (Huiting and Forssberg 2003). Egyéb ásványi savat is lehet használni a kioldásra, mint például a kénsav vagy sósav. A rendszer kialakításánál figyelembe kell venni a jelenlévő fémeket, kalkulálni kell a beoldás hatásfokával, a keletkező termékek minőségével, illetve az oldat további feldolgozási technológiáját is figyelembe kell venni. A beoldás utáni elektrolízissel, illetve kicsapatással a fémek 70-98%-a visszanyerhető (Hanulik 1989; Alavi 1992; Barakat 1998; Kinoshita et al. 2002; Huiting and Forssberg 2003; Jung et al. 2003; Man-Seung, Jong-Gwan, and Jae-Woo 2003; Veglió et al. 2003).

2.4.2 A pyromaat eljárás A Pyromaat elnevezésű elgázosító eszköz 5 kg/óra kapacitású (lásd 15. ábra). A reaktorba csiga segítségével jut be a hulladék, ami a reaktorban lényegében két fázisra esik szét, szénre és légnemű frakcióra. A légnemű termék fő komponensei a CO2, CO, H2, CH4, CxHy, BTX (benzol, toluol és xilol) és kátrány. A szilárd anyag a reaktor végén egy tartályba esik, míg a légnemű egy elgázosító berendezésbe, aminek funkciója a krakkolás, amit általában 900-1400 °C között hajtanak végre. A szintézisgáz összetétele, ami a gázosítóból távozik: CO, H2, CO2 és vízgőz. Ez a keverék a nedves mosóba kerül, ahol vízzel mossák. A szintézisgáz anyagi minőségétől függően további kezelés céljából a mosóvízbe savas vagy bázikus anyagot lehet adagolni.

15. ábra: A Pyromaat eljárás folyamatábrája (Boerrigter 2001) A gázmosóban keringetett NaOH a CO2-ot, majd a brómot illetve bromidokat és a klórt illetve kloridokat oldja be. A halogének kimosási hatásfoka a bemenő és kilépő gázösszetétel szerint 97 %-os (Boerrigter 2001; Boerrigter, Oudhuis, and Tange 2000).

2.4.3 Lerakás A hulladékok lerakással történő kezelése a hulladékhierarchia legutolsó eleme (2008/98/EC 2008, 98). Egy lerakó megépítése a helyszín kiválasztásától a megnyitásig igen költséges és hosszadalmas procedúra. A lerakott hulladék a rekultiválásig folyamatos ökológiai kockázatot jelent, mint potenciális szennyezőforrás. További hátránya az újrahasznosítással szemben, hogy minimális munkahelyteremtő potenciálja van, és a nyersanyagforrások megóvása helyett a területfoglalás jellemző rá. Az elektronikai hulladékok esetében gyakran az jellemző, hogy azokat a lazábban szabályozó országokba exportálják, majd ott minden környezetvédelmi és gazdaságossági szempontot mellőzve hasznosítják újra vagy illegálisan lerakják (lásd 16. ábra) (Boliden 2010).

34

ELMÉLETI HÁTTÉR

16. ábra: Az elektronikai hulladékok fő feltételezett és ismert útvonalai Ázsiában (Baker et al. 2004) A HEEB jellemzően veszélyes anyagokat tartalmaz (nehézfémek, halogénezett szerves anyagok), ezért lerakása hagyományos kommunális hulladéklerakóban tiltott. Emiatt Európában lerakóra meglehetősen ritkán kerül, bár az óvatlan felhasználók által kis százalékban a kommunális hulladékhoz keverve odáig is eljuthat, akárcsak egyes nem veszélyes komponensei (Dimitrakakis et al. 2009).

35

ELMÉLETI HÁTTÉR

2.5 A szakirodalom értékelése A szakirodalom gyakran keltett olyan érzést a HEEB és alkatrészeik kezelésével kapcsolatban, mintha annak problematikája viszonylag egyszerű dolog volna. A visszagyűjtésről szóló hivatkozások sok feltételezéssel élnek ezek hulladékba kerülésének kinetikájával kapcsolatban (Yang, Lu, and Xu 2008; Lu et al. 2006; Grunow and Gobbi 2009; Melissen 2006; Kang and Schoenung 2005). Sokszor a feldolgozás előtti visszagyűjtés jelenti a legszűkebb keresztmetszetet (bottle neck effect), így a technológia inputjaként szolgáló hulladékot minőségi és mennyiségi fluktuáció jellemzi (Agg Z. 2007). A szakirodalom sokszor említi a fentről szerveződő visszagyűjtés hatékonyságát az alulról szerveződőével szemben (Manomaivibool 2009; Sinha-Khetriwal, Kraeuchi, and Schwaninger 2005; Streicher-Porte 2006). Ez valójában inkább kulturális kérdés, mire hajlandóak egy adott közösség tagjai. A beérkezéskor mindenképpen szükséges egy előválogatás, vagy akár egy részletesebb szeparáció is az aprítás megkezdése előtt, ami minden esetben fél-automatizálást vagy teljes manuális feldolgozást jelent. Erre a szakirodalom általában egy-két sorban tér ki (pl.: (Kamberovic, Korac, and Ranitovic 2011). A HEEB aprítása egyértelműen egyszerűbb, mint önmagában csak a NyHL komponensé. Sok szakirodalom az aprítás folyamatairól nem is értekezik, mielőtt a saját vizsgált technológiáját a fókuszba állítaná, így sokszor nem lehet tudni, hogy a vizsgált aprítékot hogyan nyerték. A fizikai szeparációnál sokszor írnak 95%-os tisztaságról, és csak néha említik a visszanyerési arányt, ami gyakran 60-80 % körül mozog (Lungu and Schlett 2001; Lungu 2009). Mivel esetünkben a 95%-os tisztaság nem elégíti ki a másodlagos nyersanyagokkal szemben támasztott kritériumokat, a terméket mindenképpen tovább kell kezelni. Itt lép fel az a veszteségi tényező, ami az aprítás során a kis szemcseátmérőben feldúsuló nemesfémek kiporzásával jön létre, és szignifikáns változásokat okozhat a pirometallurgia kihozatali hatásfokában (Chancerel et al. 2009; Hagelüken 2006b; Hagelüken 2006a; Hageluken 2006). Fontos megjegyeznem, hogy a szakirodalom közel 95%-a laboratóriumi méretekben vizsgálódik, aminek átültetése kísérleti üzemi vagy ipari tartományba már nehézségekbe ütközhet. Így a szakirodalmi adatok csak bizonyos fokú változtatásokkal alkalmasak az anyagáram és életciklus-elemzések elvégzésére (Shibasaki, Albrecht, and Kupfer 2007; Shibasaki 2009; Shibasaki and Albrecht 2007; Shibasaki, Fischer, and Barthel 2007; Marloes et al. 2008). A továbbiakban több, általam kivitelezett alapvető laboratóriumi kísérletsorozatot mutatok be, amelyek fő célja a NyHL-ek pirolitikus úton való feldolgozásának mélyebb megismerése, majd a kísérleti adatok felhasználása egy – az éltciklus-elemzés módszerein alapuló – technológiai összehasonlító elemzéshez.

36

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

B.

Kísérleti rész

3 Laboratóriumi kísérletek NyHL-ek kezelésére A doktori tevékenységem során elvégzett félüzemi pirolízis (kg nagyságrend), és az ahhoz kapcsolódó analitikai kísérletek fő célja a NyHL pirolízis mély megismerése, tanulmányozása, ami lehetővé teszi a pirolitikus folyamat beépítését az anyagáram és életciklus modellbe. Ez a kezelt NyHL lapok kezdeti fémtartalmának, a pirolízis termékeinek és a pirolitikus reaktor energiafogyasztásának vizsgálatát fedte le. A kutatási kérdés megválaszolásához két alapvető tudományos módszert használtam: I. II.

Alkalmazott-kémiai kutatás, ami a NyHL fémtartalom vizsgálatát és a pirolízis illetve a pirolízis-termékek analízisét foglalja magába, valamint az Anyagáram és környezeti hatáselemzés, mint a technológiai környezeti-ökonómiai következményeinek tudományos alapú becslése.

módszerek

A teljes munka során három diplomamunkának, két tervezési gyakorlatnak és egy diákköri tudományos konferenciára készült tanulmánynak adtunk témát. A dolgozat témájának egy része egy, – a Baross Gábor Regionális Innovációs Program keretében – készült tanulmánynak is törzsanyagát jelenti. A fejezet bemutatja a vizsgált NyHL-ek szerkezetét, a mintavételezési és minta-előkészítési procedúrát. Az analitikai módszerek rész az alkalmazott anyagvizsgálati módszereket tárgyalja, – részletesen azokat, amiket saját magam is használtam, kevésbé részletesen pedig a megbízásból elvégzetteket, – összességében azokat, amelyeket az alábbi vizsgálatok során alkalmaztunk: -

a NyHL-ek fémtartalmának előzetes vizsgálatánál, a pirolízis gáz összetétel-vizsgálatánál a pirolízis olaj összetétel-vizsgálatánál és a szilárd maradék összetétel-vizsgálatánál.

Az utolsó alfejezet pedig a környezeti életciklus-elemzés, valamint életciklus-költségelemzés keretrendszerét mutatja be, ami egy alapvető eszköze a kutatási kérdéseink megválaszolásának. Ebbe a rendszerbe építettem be a 17. ábrának megfelelően az analitikai kísérletekből szerzett ismereteket.

37

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

17. ábra: Az alkalmazott módszerek és azok egymásba illesztése

3.1 Anyagok és módszerek A kísérletekből három párhuzamost végeztem, az eredmények fejezet ezek középértékét mutatja. A pirolízis gáz a későbbiekben az LCA modellben fontos szerepet kap, ezért ehhez a termékhez tartozó szórásokat kiszámítottam, mint a rendszer bizonytalansági tényezője, aminek hatását a pirolitikus ksérletektől a környezeti hatáselemzésig végig lehet kísérni.

38

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

3.1.1 A vizsgált nyomtatott huzalozású lemezek A NyHL két fő alkotóból áll, egy bázisanyagból és a kapcsolásokból. A bázisanyag egy dielektromos (szigetelő) anyagból, ami a lemez merevségét adja (hordozó anyag), és az arra felhordott réz rétegből áll. Tűzvédelmi okokból a hordozóanyag gyakran égésgátlókat tartalmaz (Bientinesi and Petarca 2009; Behrendt et al. 1997; Pecht and Deng 2006). A hordozó szempontjából megkülönböztetünk FR1, FR2, FR3 és FR4-es lemezeket. FR jelentés „flame retardant‖, azaz égésgátlóval kezelt, a számok pedig a merevítő anyagokat különböztetik meg (Gold_Phoenix_Tech 2004; Behrendt et al. 1997): -

FR1 FR2 FR3 FR4

pamut papír alapú teflon merevítéssel pamut papír alapú fenol gyantamerevítéssel pamut papír alapú epoxigyanta merevítéssel üvegszál alapú és epoxigyanta merevítéssel.

A NyHL-ek lehetnek egyrétegűek, de akár 32 funkcionális vezetőréteg is lehet egy lemezen belül. A 18. ábra egy hatrétegű lemez keresztmetszetét mutatja be. Jól láthatók a vezető réz rétegek, azok összeköttetései és a köztük lévő dielektromos réteg.

vezető réteg

szigetelő réteg

18. ábra: Egy 6 rétegű NyHL keresztmetszete (arany színű vezető rétegek és a köztük elhelyezkedő szigetelő réteg) (“MEIKO” 2012) A lemezeket a betöltendő funkciótól függően különböző alkatrészekkel szerelik fel (lásd 1920. ábra). Ezek lehetnek kondenzátorok, ellenállások, IC-k, tranzisztorok, diódák, kábelek stb. Anyagi összetétel szerint tartalmazhatnak különböző fémeket, alumíniumot, ólmot, vasat, rezet, cinket, esetleg higanyt, de megtalálhatók bennük különböző műanyagok, így pl. műgyanták, PVC, polisztirol, ezeken túl pedig kerámia (Behrendt et al. 1997).

39

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

19. ábra: A mintául szolgáló TV-készülékből származó NyHL (FR1) A vizsgált mintában a 19-20. ábrákon látható NyHL-ek voltak. A mintavétel a Veszprémi Közüzemi Szolgáltató Zrt. Kistó utcai telephelyén leadott, illetve oda begyűjtött elsősorban lakossági elektronikai hulladékokból történt. A helyszínen található berendezésekből csavarhúzó és fogó segítségével szereltem ki a lemezeket, amikből aztán az összes hulladékra jellemző közel homogén mintát vettem, majd a Pannon Egyetemre szállítottam.

20. ábra: Mintául szolgáló NyHL PC-ből (FR4)

3.1.2 Az analitikai módszerek A mintául szolgáló NyHL-ek anyagtartalmának tanulmányozása illetve a pirolízis során bekövetkező változások nyomon követése sokféle analitikai módszer felhasználását követeli meg. Az analitikai vizsgálat csapatmunka volt. Több esetben is diplomadolgozók, tervezési feladatok készítői illetve TDK-zók segítségére számíthattam. A minta kezdeti fémtartalmának meghatározását Tálos Péter diplomázó környezetmérnök hallgatóval hajtottam végre. A pirolízis gáztermékeinek vizsgálatát közvetlen az adott pirolízis kísérlet napjának délutánján végeztem el, hogy a gázmintákat ne kelljen sokáig tárolni, csökkentve a minőségbeli változás valószínűségét. Az olaj termék kémiai összetételének vizsgálatát a Tiszta Világ laboratórium végezte, amelyhez a minta-előkészítésben tervezési feladatot készítő hallgatók is segítettek.

40

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

A szilárd maradék vizsgálatát Érsek Csaba és Molnár Viktória hallgatók végezték, ezek eredményeiből egyikük diplomadolgozatot készített. A fémtartalom meghatározásához a Pannon Egyetemen működő Analitika BHM Kft. segítségét is megkaptuk.

3.1.2.1

A minta előkészítése

Háromféle mintával dolgoztunk a munka során: 1. 2. 3.

kezeletlen NyHL finomabb őrleményével, darabolt (10x10 mm) kezeletlen NyHL-el, valamint a pirolízis maradékából preparált (őrölt) mintával.

A mintát mind az analitikai vizsgálatokhoz, mind a pirolízishez aprítani kell. Az aprítás előtt a nehézfémeket és halogéneket tartalmazó kapcsolókat, akkumulátorokat, kondenzátorokat és egyéb alkatrészeket munka- és környezetvédelmi okok miatt el kell távolítani. A lemezeket kézzel szereltük szét, rögzítésük után kalapáccsal, lapos vágóval és fogókkal távolítottuk el a beültetett alkatrészeket. Az alkatrészeket már nem tartalmazó lemezeket első lépésben karos lemezvágó ollóval daraboltuk fel 10 mm x 10 mm darabokra. A pirolízishez ezt a méretet használtam a későbbi kísérletek során. Az előzetes fémmeghatározáshoz viszont további felületnövelésre volt szükség. Sajnos a golyósmalomban történő őrlés a Pannon Egyetem Szilikátkémiai Tanszékén nem járt sikerrel, a minta nagy mechanikai ellenálló képessége miatt. A továbbiakban egy késes darálót használtunk, ami csak a lapkák széleit koptatta (lásd 21. ábra). A folyékony nitrogénnel lehűtött aprított NyHL őrlése már hatékonyabb volt, de sajnos a minta hamar visszamelegedett és a méretcsökkentéshez szükséges ridegségét elvesztette. Később a daráló késeit korunddal megerősítettük, és az így elvégzett őrlés szignifikánsabban jobb eredményt mutatott a normál késes darálásnál (Tálos 2007).

21. ábra: A „normál módszerrel darált“ minta A pirolízis szilárd maradékát a saját összeállítású késes darálóban végeztük. A pirolízis bontó hatása miatt ez a művelet jobb hatásfokú volt, mint a pirolizálatlan NyHL esetében. Bár az üvegszál így is problémát okozott, mivel a kések azt nem vágták el, de a lemez ellenállása megszűnt (Érsek 2008).

41

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE Osztályozás A kapott őrleményeket az előzetes fémtartalom-vizsgálatokhoz szitával osztályoztuk Ezzel lehetővé vált a fémtartalom szemcseméret szerinti eloszlásának nyomon követése. Négy frakciót különítettünk el: -

500 μm, 355 μm, 180 μm, 90 μm.

3.1.2.2

Előzetes fémtartalom-vizsgálat

A minta fémtartalmát a pirolízis előtt és után is meghatároztuk. A mintákat savas illetve lúgos kémhatású szerek segítségével tártuk fel, majd ICP illetve AAS módszerekkel vizsgáltuk a fémtartalmat (Tálos 2007). Felhasznált vegyszerek A NyHL minták pirolízis előtti fémtartalom vizsgálatánál a feltáráshoz használt vegyszerek: -

37 % - os HCl (Scharlau) (továbbiakban cc. HCl) 65 % - os HNO3 (Scharlau) (továbbiakban cc. HNO3) 98 % - os H2SO4 (Reanal) (továbbiakban cc. H2SO4) HCl és HNO3 3:1 arányú elegye (továbbiakban cc. királyvíz) AAS vizsgálatok kalibrációjához az adott fém nitrát sójának (Reanal) oldata

Normál (hagyományos) feltárás A hagyományos feltárásokat különböző tömegű mintákkal 50-100 ml-es lombikokban, az előzőekben felsorolt négyféle tömény sav alkalmazásával végeztük el. A kezelést 24 órán keresztül szobahőmérsékleten, majd további 1 órán keresztül 90 °C-on hajtottuk végre. Mikrohullámú feltárás A zárt rendszerben, mikrohullámú energia besugárzással kivitelezett mintaelőkészítés a ma ismert egyik leghatékonyabb és legkorszerűbb eljárás. A besugárzás hatására a dipólusmomentummal rendelkező molekulák a gyorsan változó irányú elektromágneses teret követve gyors mozgásba kezdenek, ami súrlódás révén gyorsan felmelegíti a minta teljes térfogatát. A NyHL-ek teljes feltárását CEM Mars 5 XPress típusú mikrohullámú készülékkel végeztük. Atomabszorpciós spektrometria Az atomabszorpciós spektrometria a szabad atomok fényelnyelő képességének elvén működik. A mérés során a vizsgálandó mintaoldatból létrehozott atomos gőzt a meghatározandó elem karakterisztikus, éles, vonalas színképét kibocsátó sugárforrás (vájtkatód lámpa, lásd 22. ábra) fényével világítjuk meg, ennek hatására a kérdéses elem atomjainak egy része fényt nyel el, így gerjesztett állapotba kerül. A fényelnyelés a gerjesztett atomok számával arányos. A fényelnyelés mértékét az atomabszorpciós spektrométer egy kiválasztott, a meghatározandó elemre jellemző rezonancia-hullámhosszon méri (Welz, Sperling, and Resano 2008; Kristóf 2000).

42

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

22. ábra: Vájtkatód lámpa sematikus ábrája (1 – lámpabura, 2 – vájtkatód, 3 – vizsgálni kívánt fémből álló anód) (Welz, Sperling, and Resano 2008) Az AAS vizsgálatokhoz az egyes fémekre vonatkozóan kalibráló oldatsorozat szükséges az analitikai mérőgörbe felvételéhez. Ezek minden esetben 1, 5 és 10 mg/l koncentrációjú oldatok voltak. A kalibrációs és mintaoldatok fémtartalmának atomizációja levegő-acetilén gázkeverék segítségével történt. A mérésnél mindegyik elem vizsgálatához külön elemspecifikus vájtkatód lámpát használtunk5. ICP-OES módszer A színképelemzés azon alapszik, hogy minden elem gerjesztés hatására meghatározott, csak az adott elemre jellemző sugárzást bocsát ki. A sugárzást monokromátor segítségével szétbontva vonalas spektrumot kapunk, melyben az egyes vonalak egy-egy hullámhossznak felelnek meg és a jelenlevő elemek azonosítására alkalmazhatóak. Atomspektrumok előállításánál az első lépés tehát az ún. atomizáció, melynek során a mintát elpárologtatjuk és termikus disszociáció révén atomi gőzök keletkeznek. A gerjesztés és az azt követő emisszió gőzállapotú egyedi részecskék esetében jöhet létre. A gerjesztett állapotokról alacsonyabb energiaszintre vagy az alapállapotra tér vissza az atom, miközben elektromágneses sugárzást (fotonokat) bocsát ki. Az emissziós spektrum a kisugárzott energia hullámhossz szerinti eloszlását adja meg. Az atomizáció történhet lángban, elektromos ívben, szikrában, vagy plazmában. Az induktív csatolású plazmaégő (ICP) az optikai emissziós spektroszkópia legfontosabb fényforrása, nevéből adódóan a fényforrás a plazma állapotú mintából ered (Kristóf 2000). Az alkalmazott műszer típusa: Perkin Elmer gyártmányú, Optima 2000 DV.

5 Unicam gyártmányú Solaar 969 típusú atomabszorpciós spektofotométer acetilén-levegő lángos gerjesztéssel, az elemeknek megfelelő vájt-katód lámpákkal és deutérium háttérkorrekcióval

43

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE A fémkioldás A kezeletlen NyHL-ek fémtartalmának vizsgálata egy anyagáram analízis felállításához szükségesek. A fémtartalom meghatározása ötféleképpen történt. 1.

Különböző szemcseméretű frakciók vizsgálata. A szitasorral készített NyHL őrlemény frakciók mindegyikét a 3. táblázatban feltüntetett módon kezeltük normál feltárással (24 óra szobahőmérsékleten, majd további 1 óra 90 °C-on). 3. táblázat: A tájékozódó kioldások beállításai

2.

NyHL minta mennyisége (g)

cc. sósav mennyisége (ml)

2

20

4

20

2

40

Reagens-minta arány vizsgálata. Az előző kísérlet eredményeiből kiindulva a további kioldásokhoz a legnagyobb fémkoncentrációjú frakciót használtuk. Három mérési csoportot alakítottunk ki, hasonlóan a 4. táblázathoz, a kioldást viszont sósavval és tömény salétromsavval is elvégeztük.

4. táblázat: Alkalmazott minta:reagens arányok (A = cc. HCl, B = cc. HNO 3) NyHL tömege (g)

sav mennyisége (ml)

A

2

20

B

2

20

A

4

20

B

4

20

A

2

40

B

2

40

Minta jele

1

2

3

3.

Kísérletek a csak darabolt NyHL-el. A pirolízishez az input anyagként felhasznált 10x10 mm-es NyHL-t is kezeltűk. A bemért minta tömege 4 gramm volt, amihez 20 ml savat adtunk az 1-es kísérleti beállításoknak megfelelően (ld. 3. táblázat). 4. Egyszerű késes darálóval előkészített minta, hagyományos6 és mikrohullámú feltárás. Késes darálóval készített őrlemény 90-180 µm frakciójának kezelése tömény sósavval és királyvízzel. 5. Nagy keménységű késes daráló és mikrohullámú feltárás. Mikrohullámú feltáró készülék segítségével 4 gramm minta / 20 ml sav, amelyhez a következő hőmérsékleti programot állítottuk be: a. 20 perc alatt fűtés 150 ºC-ra b. 20 percig tartja ezen a hőmérsékleten c. 20 perc lehűtési szakasz Az 1. és 2.és 3. kísérleteknél az oldat hűtése után a keletkezett szuszpenziót szűrtük, majd a fémmeghatározás ICP-OES készülékkel történt. A 4. és 5. kísérletek esetében a fémmeghatározást az oldatok hűtése után AAS módszerrel végeztük.

6

44

légköri nyomáson, és szobahőmérsékleten végzett kioldás

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

3.1.3 A Pirolízis A pirolízis kísérletet a következő feltételezések figyelembevételével terveztem meg: a)

b)

c)

A gáznemű termék főként a NyHL merevítésre szolgáló műanyag bomlásából keletkezik. A krakkolódás következtében egyes irodalmi források szerint többnyire alacsonyabb szénatom-számú szénhidrogének, főként metán illetve hidrogén keletkezik (Mazzocchia et al. 2003). A folyadék halmazállapotú termék fő alkotói alifás és aromás szénhidrogének, amit gyűjtőszóval pirolízis olajnak neveznek. Ennek összetétele Chien és mtsai szerint 93,2 %-ban alifás, 6,8 %-ban aromás szénhidrogénekből áll, melyek oldalláncainak hosszúsága maximálisan 2 szénatom. A forrásponti frakciók szerint 3,9%-ban könnyűbenzin, 18,2%-ban nehézbenzin, 45,9 %-ban könnyű gázolaj és 32,0%-ban nehéz gázolaj frakciókra osztható (Chien et al. 2000). A szilárd termékben szén, üveg (üvegszál erősítésből) valamint fémek ötvözete található.

3.1.4 A pirolízis kivitelezése A fejezet a reaktor felépítését, a NyHL minta előkészítését, a kísérleti körülményeket valamint annak kivitelezését mutatja be.

3.1.4.1

A reaktor

A reaktor egy saválló acélból hegesztett, körülbelül 5 liter térfogatú acéltartály (23-24. ábra). A pirolízist szakaszos módban lehetett végrehajtani, a fűtést a reaktortestre tekert elektromos fűtőszálak biztosították. A reaktortesthez egy csőcsonkon át fémből készült ellenáramú vízhűtéses hőcserélő csatlakozik, ami segíti a keletkező gázokban található alacsony forráspontú olaj komponensek kondenzáltatását. A lecsapódott olaj egy csapos tölcsérben gyűlik, míg a gáz tovább áramlik egy gázórán keresztül a kéménybe, ami a külső laborterület vasszerkezete fölé 50 cm-rel emelkedett.

23. ábra: A reaktortest keresztmetszete

45

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

24. ábra: A reaktor elhelyezése a Pannon Egyetem Környezetmérnöki Intézeti Tanszékén (D épület)

3.1.4.2

A minta NyHL előkészítése

A NyHL-t megtisztítottam alkatrészeitől (alkatrészek levágása; ezeket elkülönítve kell gyűjteni és kezelni, mivel az elemek, akkumulátorok, kondenzátorok, kapcsolók ártalmas anyagokat tartalmaznak, többek között PCB-t vagy higanyt). Ezután a „csupasz‖ NyHL-t feldaraboltam 5x5 – 10x10 cm-es darabokra:

3.1.4.3

Alkalmazott reakciókörülmények

A pirolízist három-három különböző idő és hőmérsékleti tartományban végeztem el. A pirolízis idejét 30, 60, és 120 perc között változtattam, míg a hőmérsékletet 350, 450 és 600 °C között. Ez kilenc különböző reakciókörülményt jelentett, így ezeknek a reakcióknak a termékeit vizsgáltuk, a hasznosíthatóság és a fémek visszanyerésének szempontjából. Egy extra kísérleti körülményt jelentett a nagyobb elektromos feszültség alkalmazása a felfűtés során, ami intenzívebb hőközlést eredményezett. Ezt az opciót a 600 °C-os kísérletnél alkalmaztam (lásd 25. ábra).

= intenzív felfűtés

^q 25. ábra: A 10-féle alkalmazott reakciókörülmény sematikus ábrázolása

46

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

A szilárd termék tárolására strapabíró zárható nylon zacskót, a folyadék tárolására zárható palackokat, míg a gáztermék átmeneti tárolására gázpalackokat („malac‖ vagy „egér‖) használtam. Biztonságtechnikai okokból a reaktort szabad ég alá helyeztük, hogy a keletkező mérgező, és/vagy robbanékony gázok elvezetése a jó szellőzéssel, valamint a felépített kéménnyel megoldott legyen. A kivitelezés forgatókönyve: A pirolízis, valamint a mintavétel a következő pontoknak megfelelően történt: 1. 2. 3. 4. 5.

6. 7. 8.

A készülékbe, kikapcsolt állapotban a bemért 1-1,5 kg tömegű mintát, a beadagoló csonkon keresztül egyenletesen eloszlattam a reaktor belsejében. A csonkon található tömítést hőálló csapzsírral bekentem, majd ráillesztettem a záró fedelet. A reaktor bekapcsolása előtt az ellenáramú hűtőbe megindítottam a vízáramot mintegy 40 l/óra térfogatárammal. Szigetelések ellenőrzése után a főkapcsoló elfordításával beindítottam a reaktort. A hőmérséklet-szabályzón beállítottam a megfelelő pirolízis-hőmérsékletet, majd leolvastam a gázórát is, a környezeti nyomást és hőmérsékletet. A mérés folyamán 5-10 percenként leolvastam a gázórát és a reaktorhoz tartozó hőmérsékleteket. A pirolízis folyamán keletkező olajat egy választótölcsérben fogtam fel, és ebből eresztettem csiszolatos dugóval ellátott folyadéküvegbe (lásd 26. ábra). A gázt az arra alkalmas időpontban a gázóra és a cseppfogó közé iktatott csap segítségével, egy folyadékzárral ellátott gázminta-tartóba engedtem. A minták levétele és az előírt kísérleti körülmények teljesülése után a reaktort lekapcsoltam, és hagytam kihűlni (ez kb. 2-3 óra). Ez alatt a gázmintákat gázkromatográffal vizsgáltam.

26. ábra: A reaktor sematikus kapcsolási ábrája A mintavételről A kísérlet során az összes keletkező termékből mintát kellett venni, hogy azok összetételét a későbbiekben meg lehessen vizsgálni. A mintavétel elvégzését úgy kellett elvégezni, hogy az a mennyiségi meghatározásban ne okozzon torzítást. Ezt figyelembe véve, csak a gáz az a termék, mely gondot okozhat, mivel annak tárolása a kvalitatív analízisig igen körülményes. Gázmintát az ún. malac (vagy egér) laboratóriumi eszközzel vettem.

47

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE A gáz mintavétele a 26. ábrán megjelölt ponton, a gázóra előtt történt. Egy mérés alkalmával 3 mintavétel történt (G1, G2 és G3) adott időpontokban7. A mintavevő térfogata egyenként 250 ml volt, így maximálisan 750 ml-rel kevesebb gázt mért a gázóra. A másik két terméket a kísérletek végén vettem, az olajat a választótölcsérből engedtem a folyadéküvegbe, a szilárd maradékot pedig a reaktor takarítása után mértem le, majd előkészítettem a további hidrometallurgiai kísérletekre.

3.1.4.4

Gázvizsgálati módszerek

A mintákat úgynevezett malaccal vettük, egy-egy mérés során 3-at. Az így nyert mintákat vezetőképességi detektorral összekötött gázkromatográffal (GC) elemeztem8 (lásd 27. ábra). Mivel a szénhidrogének homológ soraiban az első pár tag az, ami légnemű, azt feltételeztem, hogy a keletkezett pirolízis gáz fő komponense a CH4, ezen kívül a CO2, CO és H2. A GC a szilikát töltet CO2 elnyelő tulajdonsága miatt nem volt alkalmas az összes komponens együttes meghatározására, ezért ezt a gázt Orsat-készülékkel kellett mérnem. A GC által nyomtatott kromatogramm alapján a gáznak három általa mérhető fő alkotója volt. A gázkromatográfia lényege, hogy a mintát a vivőgázzal a kolonnába juttatjuk, amelynek töltetén a minta komponensei szétválnak. Ez a jelenség a gáz alkotóinak különböző tulajdonságaiból következik, ami miatt különböző ideig maradnak vissza a tölteten. A szétvált gázalkotók a kolonnáról egy detektorba kerülnek, ami esetünkben a gáz hővezető képességét mérte. A detektor jelét, a kromatogrammot, egy leporelló papíron mozgó toll rögzítette (Kristóf 2000; TTK_PTE 2012).

27. ábra: GC rendszer tipikus felépítése (Lázár 2007) Az Orsat-készülék a gázabszorpció elvén működik (lásd 28. ábra). A készülékben négy pipetta van, amelyekben a vizsgálandó gáz alkotóinak valamilyen azokat abszorbeálni képes reagensei (28. ábra B, C, D, E) találhatók. A gázt először a H jelű U csövön keresztül az A jelű gázpipettában kell bemérni, majd az elnyelető reagenseken keresztülbuborékoltatni. A gázt a csövekben az F jelű palack mozgatásával lehet áramoltatni (Company 2005). Jelen esetben a reagens a CO2 elnyeletésére 1 M KOH oldat volt.

7 Minden gázmintavétel időpontja fel lett jegyezve. A G1-et az első gázlöket megindulásakor vettem, a G2-t a tervezett kísérleti idő közepén, míg a G3-at a kísérlet lezárása előtt (lásd még: csatolt kísérleti jegyzőkönyv). 8 Chromatron gyártmányú, GCHF-18-3 típusú gázkromatográf hővezetőképességi detektorral, 5 A molekulaszita töltet, 1 m hosszúságú oszloppal, argon vívőgázzal. A készülék leporelló papíron regisztrálta a kromatogrammot.

48

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

28. ábra: Az Orsat-készülék felépítése (Company 2005)

3.1.4.5

Olaj elemzése

A pirolízis-olaj vizsgálata előtt sűrűségkülönbség alapján a keletkezett folyadék három fázisra választható szét. A három fázis közül a felső fázis egy vizes elegy, amiben kis koncentrációban szerves komponensek voltak. Ezeket az alkotókat folyadék-folyadék extrakcióval távolítottuk el. Az extrakció során a minta:oldószer arány 1:10 volt. A rázótölcsérbe (a rendelkezésre álló minta mennyiségétől függően) 2-20 ml mintát mértünk be. Ehhez 10x-es mennyiségben diklór-metán oldószert adtunk. Többszöri rázás után, miután már az extrakció megvalósult, szétválasztottuk a fázisokat, a szerves fázist exszikkátorban vízmentes nátrium-szulfáttal szárítottuk. (KMProjekt_Kft 2009). A pirolízis olajban előforduló szerves vegyületek azonosításához a GC-MS módszert választottuk9. A vizsgálat hőmérsékleti profilja a következő program alapján futott le: 100 °Con 4 perc, majd 10 °C/perc felfűtési sebességgel 280 °C-ot értünk el, melyen 20 percig tartottuk a hőmérsékletet. Vivőgázként héliumot használtunk, az ionizáló feszültséget 70 eVnak választottuk. A mintából 0,1 µL-t injektáltunk. (KMProjekt_Kft 2009).

3.1.4.6

Szilárd maradék

A feldarabolt NyHL-eket (ld. 3.1.4.2. fejezet) egy és két órán keresztül három különböző hőmérsékleten történő pirolízissel készítettük elő (350, 450 és 600 °C). Ahhoz, hogy a minta összetettségéből adódó mátrixhatást minél inkább kiküszöböljük, a mintát lúgos kezelésnek vetettük alá. Ekkor a hordozóként alkalmazott üvegszáltól - ami az aprításnál zavaró volt, hiszen az aprítóberendezés a szálakról csak az elszenesedett műanyagot távolította el, de az üvegszálat magát nem tudta összetördelni - megszabadultunk. Pirolízis-termék lúgos kezelése A pirolizált lemezeket (pirolízis-maradék) vágással aprítottuk, ezután porított NaOH-dal 300 és 400 °C hőmérsékleteken, 15-50 perces időtartamban kezeltük, majd exszikkátorban hűlni hagytuk. Az így nyert anyagot desztillált vízben vettük fel. A maradékot vákuum-szűrés után három részre osztottuk: 1.

„fémes rész‖: a visszamaradt fémek

9 Készülék típus: Shimadzu GC-17A gázkromatográf, MS Detektor: QP-5000, kolonna: Equiti-5MS 15 m x 0,2 mm, filmvastagság: 0,2 µm

49

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE 2.

„szürke csapadék‖: a kezelés eredményeképpen keletkezett sók és fémek keveréke.

3. „vizes oldat‖: tömény lúgos oldat. A minta előkészítés következő lépése az egyes frakciók kezelése: a „fémes rész‖ mosása, amíg a mosóvíz lúgos kémhatású, a „szürke csapadék‖ szárítása 80 °C-on, majd aprítása. Az egyes frakciók feldolgozása Az egyes frakciók feldolgozásán (mind „fémes rész‖, mind „szürke csapadék‖) a savas oldásokat értjük. Az oldásokat több lépcsőben hajtottuk végre, azaz egy adott mintatömeget először 25 cm3 37%-os HCl-ben vettük fel, a visszamaradt mintát tovább kezeltük 25 cm 3 királyvízben, majd a legvégső maradékot 25 cm3 65%-os HNO3-ban oldottuk fel, így a lehetséges összes fémet oldatba vittük, ezután már csak valamennyi szén és kerámia maradhatott vissza. A fémek koncentrációját az egyes savas oldások után ICP-AES módszerrel határoztuk meg, mivel több Magyar Szabvány is alkalmazza (pl. talajok és vizek valamint hulladékok fémmeghatározásánál /MSZ-08-1722-3:1989, MSZ 12739-4:1978, MSZ 21986-5:1994/) (KMProjekt_Kft 2009).

3.1.5 A környezeti életciklus-elemzés és életciklus költségelemzés Az LCA keretrendszerét az ISO 14040:2006-os szabvány írja le (lásd 29. ábra), ami a következő négy lépést definiálja: 1. 2. 3. 4.

Cél és vizsgálati terület meghatározása Életciklus-leltár elkészítése (LCI – Life cycle inventory) Hatásvizsgálat (LCIA – Life cylce impact assessment) Interpretáció. (Fleischer and Schmidt 2000; DIN-ISO 14040 2006; DIN-ISO 14044 2006; Guinée, Gorrée, and Heijungs 2001)

29. ábra: Az LCA szerkezete (DIN-ISO 14040 2006)

50

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

Az LCA egy iteratív folyamat, azaz a kivitelezési folyamat során keletkező tudást, információkat folyamatosan használni kell a korábbi lépések javítására, fejlesztésére. Például, ha a leltáranalízis során kiderül, hogy a felhasználandó adatbázis lényegesen bonyolultabb, mint az várható volt, a kutatási területet esetleg újra kell gondolni, az elemzés átláthatóságának érdekében (DIN-ISO 14040 2006; DIN-ISO 14044 2006). Cél és vizsgálati terület meghatározása Az LCA tárgyának és vizsgálati területének meghatározása hatással van a végeredményre, ezért már ennél a lépésnél körültekintően kell eljárni (DIN-ISO 14040 2006; DIN-ISO 14044 2006; H. Baumann and Tillman 2004). Az LCA-hoz köthető személyek két csoportra oszthatók: a felhasználó, aki megrendeli az elemzést; és maga az elemző, aki elkészíti azt. A célok definiálása gyakran egy bizonytalan tárgymegjelöléssel kezdődik, amit a megrendelő határoz meg, majd ezt a kivitelező konvertálja LCA specifikus céllá. A cél ismeretében aztán az LCA szakember meghatározza a vizsgálati területet, ami megfelelő kapcsolatot teremt a megrendelő kívánalmai és a kivitelezhetőség között (DIN-ISO 14040 2006; DIN-ISO 14044 2006; Guinée, Gorrée, and Heijungs 2001; H. Baumann and Tillman 2004). A cél alapvető elemei a következők: -

Felhasználási cél Tanulmány elkészítésének oka Célcsoport (DIN-ISO 14040 2006)

A kutatási terület meghatározása definiálja a tanulmány méretét és a felhasználni kívánt módszereket, melyek a legalkalmasabbak olyan eredmények eléréséhez, amelyek kielégítik a felhasználó, megrendelő igényeit (H. Baumann and Tillman 2004). Ezek a következők lehetnek: -

a termékrendszer, vagy egyéb rendszer, ami az összehasonlítás tárgyát képzi, a rendszer funkciói, a funkcionális egység és a referenciaáram, rendszerhatárok módszerek, például: allokációs módszerek, cut-off kritériumok, hatáselemzés módszerei, hatáskategóriák, feltételezések (Guinée, Gorrée, and Heijungs 2001; H. Baumann and Tillman 2004).

Folyamatok és alternatív termékek összehasonlításához szükség van egy kvantitatív bázisra, amit funkcionális egységnek nevezünk. Ez inkább egy absztrakt egység, míg a referenciaáramot használjuk a funkcionális egység konkretizálására (30. ábra). Például, ha kilogramm elektronikai hulladék a funkcionális egység, akkor a referenciaáram lehet a fejenként keletkező elektronikai hulladék szorozva az átlagos lélekszámmal egy adott referenciaévben. (

)

30. ábra: A referenciaáram kiszámítása A rendszerhatárok szabják meg, mely folyamatok járulnak hozzá a végeredményhez, így szignifikáns hatása van arra. Az ISO 14040:2006-os szabvány ajánlása szerint: „Ideális esetben a rendszermodell határait elemi anyagáramok alkotják” 10 (DIN-ISO 14040 2006) Azaz minden áramnak a természetből kellene erednie, például fosszilis erőforrások, míg minden kimenő áramnak a természetbe áramolnia, például levegőbe, talajba, vagy felszíni vizekbe. Ez gyakran nem kivitelezhető, mivel így a rendszer túl nagy, és nehezen átláthatóvá 10 eredeti: „Ideally, the product system should be modeled in such a manner that inputs and outputs at its boundary are elementary flows‖

51

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE válna. Ilyenkor alkalmazzuk az ún. cut-off kritériumokat, ami a cél szempontjából elhanyagolható rendszerelem elhagyását jelenti (DIN-ISO 14044 2006; DIN-ISO 14040 2006; Guinée, Gorrée, and Heijungs 2001). Rendszerhatárok nem csak a technoszféra és ökoszféra között húzhatók, hanem a technoszférán belül is, valamint definiálhatunk időbeli és térbeli határokat. Rendszerhatárok A rendszer határai nem lehetnek túl szélesek, és nem is szűkülhetnek be egy pontra. Mindkét szélsőségnek megvan a maga jól definiált, tulajdonképpen evidens hátránya. A túl tág határok nehezen felügyelhetők, a be- és kilépő áramok között elveszne az elemzést végző, és ezekből eredően az eredmény megbízhatósága, pontossága kétséges volna. Az ilyen elemzések hátránya a pontatlanságon kívül, a túl nagy költség és időigény. A túl szűk rendszerhatár pedig kevés adatot dolgoz fel, az eredmények így általánossá válnak, nem lesznek jellemzőek az adott rendszerre, azaz semmilyen releváns információtartalmat nem hordoznak.

Leltáranalízis A leltáranalízis során adatokat gyűjtünk a meghatározott rendszerhatárokon belül. Ezek az adatok információkat hordoznak meghatározott folyamatok inputjairól, outputjairól tekintettel az energiafelhasználásra, nyersanyag-felhasználásra valamint különböző emissziókra. A leltár két részre osztható: 1. 2.

a fő rendszer (foreground system), ami a vizsgálat középpontjában áll, valamint a háttér rendszer (background system), ami tulajdonképpen a fő rendszer kiszolgáló folyamatokból áll.

A háttér rendszer általában könnyen hozzáférhető, nyilvános adatbázisokra épül, míg a fő rendszer adatai aprólékosabbak, pontosabbak, saját mért illetve számított adatokon alapszik, mivel az képzi a vizsgáltunk elsődleges tárgyát. Az adatgyűjtés minden esetben igen számítás- és időigényes folyamat. Az adatgyűjtés után azokat rendszerbe kell állítani. Sankey-diagramok, vagy egyszerű folyamatábrák segítségével lehet vizualizálni a modellezett eljárás-technológiát. A leltáranalízis végeredménye az elemzett termék valamelyik (vagy teljes) életciklus szakaszához tartozó input-output lista. Hatáselemzés A leltárelemzés adja a hatáselemzés alapját, ami tulajdonképpen a potenciális környezeti hatások elemzését jelenti, speciális hatáselemzési módszer segítségével. A hatáselemzés két fő lépést foglal magába: 1. 2.

osztályozás és karakterizáció.

Az osztályozás során az adatokat csoportosítjuk, és egy vagy több jellemző hatáskategóriához rendeljük. Például a szén-dioxid, metán és egyéb ÜHG-ok a global warming potential (GWP) hatáskategóriához lesznek rendelve a CML2001 módszeren belül, azonos üvegházgáz (ÜHG) tulajdonságuk miatt. A karakterizációs lépésben minden besorolt input-output adathoz hozzárendeljük a megfelelő mértékű hatást. Ezt többnyire egy referencia vegyülettel fejezik ki. Például a GWP kilogramm CO2 ekvivalenciában fejezik ki, és minden ÜHG gáznak megvan a specifikus GWP értéke az IPPC11 ajánlása alapján (Roland Hischier and Weidema 2010). Minden hatáskategóriát egymagában kell értékelni, összehasonlításuk nem lehetséges, mivel mindegyik mást és mást fejez ki. Például a global warming potential nem hasonlítható össze a human toxicity potentiallal. 11

52

Intergovernmental Panel on Climate Change

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

LCA készítők előszeretettel alkalmazzák a középpontú indikátorokat (lásd 31. ábra) mivel ezek kisebb hibahatárral fejezik ki a vizsgált modell hatását. Ezen kívül különböző sorsmodellek alkalmazásával lehetséges az ún. végpont indikátorok alkalmazása is. Az újabb karakterizációs modell alkalmazása újabb bizonytalansági tényezőt jelent a végeredményekben (JRC 2010).

31. ábra: A középpont és végpont környezeti indikátorok fejlődése (DIN-ISO 14044 2006) Interpretáció Az interpretáció folyamán határozzuk meg az elvégzett LCA eredményeinek jelentőségét, amit több szempontból is meg kell vizsgálnunk. Ilyenkor lehetőség van az elemzés korlátainak megállapítására. Az interpretációnak minden esetben világos, átlátható és közérthető eredményt kell felmutatnia, ami teljes harmóniában áll a vizsgálat elején lefektetett célokkal és vizsgálati területtel (Guinée, Gorrée, and Heijungs 2001; DIN-ISO 14040 2006; DIN-ISO 14044 2006).

„Contributional” kontra „Attributional” LCA Az éleciklus-elemzésen belül megkülönböztetünk még két elemzési módszert. Az attributional vagy tulajdonság LCA az ún. leíró elemzés, ami csakis a vizsgált termékre vagy folyamat környezeti tulajdonságaira koncentrál, ezért a keletkező melléktermékeket, illetve az életciklushoz kapcsolódó egyéb folyamatokat, – például energia előállítása –, nem veszi figyelembe, illetve allokációs módszerekkel kizárja az elemzésből. A contributional vagy következmény LCA nem alkalmaz, – illetve igyekszik elkerülni – az allokációt, és a rendszerhatárok kibővítésével a mellékfolyamatok hatásait, valamint a különöző forgatókönyvek okozta változásokat is vizsgálja. (Rehl, Lansche, and Müller 2012; JRC 2010). Jelen dolgozat a következmény LCA eszközét alkalmazza a technológiák összehasonlításához. Életciklus-költségelemzés (LCC) (VDI 2005) A LCC-t az USA-ban fejlesztették ki nagyprojektek gazdaságossági számításaihoz. Később már kész termékek és folyamatok esetében is használták kereskedési politika kialakításához, illetve jövőbeli fejlesztések feltérképezéséhez. A 32. ábrán jól látható, hogy a termék, illetve 53

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE tevékenység tervezésekor a költségek és a várható környezeti hatások a leghatékonyabbak azok optimalizálásának szempontjából (Middendorf, Schischke, and Hagelüken 2005; Simon, Lukács, and Tamaska 2006).

32. ábra: A költségek és környezeti hatások tervezhetősége az életciklus során (Middendorf, Schischke, and Hagelüken 2005) Az LCC tehát a termék vagy a szolgáltatás teljes életciklusa során felmerülő költségek és hasznok optimalizálására hivatott. Ezért a következő területek igen fontosak: -

-

előrejelzés: az alternatívák költsége és bevétele, valamint a monetárisan nem kifejezhető következmények prognosztizálása, ami lehetővé teszi azok összehasonlítását. reprezentáció: a generált faktorokat úgy kell kialakítani, hogy a döntéshelyzetet valóban támogassák transzparencia: a vizsgálat tárgyához kapcsolódó költségeket és bevételeket nem csak generálni kell, hanem a befogadó számára érthetővé kell tenni. kialakítás: már a döntéshozás elején fel kell ismerni az optimális kialakítás valamint a költségek és bevételek alakíthatóságának lehetőségét, és ez utóbbit a költségek csökkentésére kell felhasználni.

Az eredmények alkalmazhatók logisztikai, termelési, használati, marketing koncepciók közötti választásokhoz. Szoftver A disszertációban alkalmazott szoftver a német PE-Europe GmbH és a Suttgarti Egyetem Építészeti Fizika Tanszéke (Lehrstuhl für Bauphysik, korábban a Lehstuhl für Kunststoffprüfung) GaBi részlegének (Ganzheitliche Bilanzierung) kooperációjából született elemző alkalmazás, amelynek neve GaBi v. 4.2. Pontosabb működésére a tanulmányban nem térek ki. A program lehetőséget nyújt az LCA és LCC kivitelezésére és kiértékelésére különböző indikátorok segítségével (Volz 2008; IKP_Stuttgart and PE_Europe 2003). Az indikátorok Az elemzéshez a CML 2001 és a ReCiPe indikátor család elemeit használtam. A CML 2001 a Leideni egyetemen kifejlesztett indikátor csoport, ami középpont kategóriákban adja meg több mint 1700 különböző anyagáram hatását. A hatáskategóriák a következők (Guinée, Gorrée, and Heijungs 2001): -

54

nyersanyagok kimerítése (ADP) [kg Sb ekvivalencia] – az elsődleges nyersanyagforrások fogyása az antimonhoz viszonyítva globális felmelegedési potenciál (GWP) [kg CO2 ekvivalencia] – CO2 tömegegységével egyenértékű ÜHG kibocsátása savasodási potenciál (AP) [kg SO2 ekvivalencia] – SO2 tömegegységgel egyenértékű a környezet savasodását okozó anyagok kibocsátása

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

-

eutrofizációs potenciál (EP) [kg foszfát ekvivalencia] – foszfát tömegegységben kifejezett, a környezet tápanyagbeli feldúsulását elősegítő anyagok kibocsátása humán toxicitási potenciál (HTP) [kg DCB ekvivalencia] – diklór-bifenil tömegegységben kifejezett humán toxikus anyagok kibocsátása fotokémiai ózonképző potenciál (szmog képződés) (POCP) [kg etilén ekvivalencia] – etilén tömegegységben kifejezett szmog képző anyagok kibocsátása ózonkárosító potenciál (ODP) [kg CFC(11) ekvivalencia] – CFC(11) tömegegységben kifejezett ózonkárosító anyagok kibocsátása kumulatív (vagy összesített) energiaigény (CED) [MJ ekvivalencia] –energiaegységben kifejezett teljes energiaigény szárazföldi ökotoxicitás (TETP) [kg DCB ekvivalencia] – diklór-bifenil tömegegységben kifejezett ökotoxikus anyagok kibocsátása

A ReCiPe módszer középérték és végindikátorokat is tartalmaz (lásd 31. ábra). Ez tizennyolc középpont indikátort és három végpont indikátort jelent. Mindkét indikátorcsoport figyelembe veszi a technológiákhoz és termékekhez köthető három emberi viszonyt, így súlyozza a következő szempontok szerint (Goedkoop et al. 2012): -

-

egyéni (individualist): rövid távú hatások, optimista megközelítés, miszerint a technológia képes problémák kezelésére hierarchista (hierarchist): kiegyezéses szempont, amit gyakran tudományos modellnek is neveznek, a lehetőségek tudományos alapú mérlegelését tartja szem előtt egyenlőségre törekvő (egalitarian): hosszú távú hatások, elővigyázatossági modell.

A szociális hatások vizsgálatára alkalmazott foglakoztatási potenciál a technológiákhoz kapcsolódó fajlagos munkaórák számában jelenik meg. A környezeti politika kialakításánál az 1. egyenletnek megfelelő képlettel súlyoztam a technológiai alternatívák környezeti ökonómiai és szociális hatásait (Szita Tóthné 2013) nyomán. A kapott indexek segítségével a technológiák sorba állíthatók. 1. egyenlet: A technológiák környezeti, ökológiai és szociális indexeinek egyenlete

ahol, Ii: Az adott i-edik technológia indexe xi: Az i-edik technológia környezeti ökonómiai vagy szociális tulajdonságnak mérőszáma xmax: A legmagasabb mérőszám a vizsgált technológiák között xmin: A legkisebb mérőszám a vizsgált technológiák között Munkám során azonos súlyozást végeztem a HEEB kategóriákra illetve a komponensekre is.

3.2 A fémanalízis eredményeinek értékelése A következő fejezet a 3.1.2.2-es fejezetben leírt analitikai vizsgálatok eredményeit írja le. Célja a kezeletlen NyHL fémtartalmának közöelebbi megismerése, és az ismeretek beépítése az LCA modellbe (lásd 17. ábra) Különböző szemcseméretű frakciók vizsgálata (sósavas kioldás) Az 33. ábrán jól látható, hogy a hagyományos sósavas (37 m/m%) feltárás ICP-OES vizsgálat eredményei szerint a kisebb szemcseméretű frakcióban dúsulnak fel a nagyobb sűrűségű fémek, amelyet az irodalmi részben bemutatott szakirodalom is alátámaszt (Oki, Yotsumoto, and Owada 2004; Guo et al. 2011). Ez alapján, valamint a szemcseméret csökkenéssel növekvő fajlagos felület növekedése és az oldási hatékonyság növekedésének

55

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE alapján, a kis szemcseméret elérése a NyHL feldolgozás egyik alapvető célja lehetne, de ugyanakkor a más szerzők által leírt kiporzást és fémveszteséget is figyelembe kell venni (Chancerel et al. 2009; Hagelüken 2006a; Hagelüken 2006b; J.-C. Lee et al. 1994; J.-C. Lee et al. 1996).

33. ábra: A különböző frakciókból nyert oldatok fémkoncentrációja (37 m/m% sósav 4 g minta 20 ml sav)

Reagens-Minta arány vizsgálata (sósavas és salétromsavas kioldás összevetése): A Cu, Al, Pb, Sn, Ag, Zn, Cr, Mn mennyiségi meghatározása induktív csatolású plazmaspektroszkóp segítségével történt a 45-180 µm-es szemcseméret tartományban. Az eredményeket a 5-6. táblázat tartalmazza (reagens minta arányt ld. 4. táblázatban). A 9 táblázatból látható, hogy azonos tömegű NyHL alkalmazásakor a sav mennyiségének növelése az egyes komponensek oldatbeli koncentrációját nem növelte meg, viszont a nagyobb mennyiségű szilárd minta bemérése az oldat koncentrációjának növekedését eredményezte. Ezek az értékek szolgáltak alapul a NyHL fajlagos fémtartalmának számításához (ld. 6. táblázat), majd az optimális reagens-minta arány megállapításához.

56

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

5. táblázat:A NyHL-ből nyert oldatok koncentrációi ICP-OES meghatározás alapján (1: 2g minta+20ml sav, 2: 4g minta + 20 ml sav, 3: 2g minta + 40 ml sav; A: cc. sósav, B: 65%-os. salétromsav) Koncentráció (mg/dm3) Elem jele 1/A

2/A

3/A

1/B

2/B

3/B

Cu

3637

7403

3821

87,2

269

35

Al

1084

1079

794

92,2

803

368

Pb

1155

2263

1113

29,2

53

12,4

Sn

1780

3537

1800

<10

64,6

14,3

Zn

48,8

112

45,5

3,2

4

12,9

Ag

2,89

5,43

3,16

0,08

< 0,05

< 0,05

Cr

1,62

1,62

1,27

1,12

1,23

0,73

Mn

0,86

1,08

0,77

0,3

0,43

0,27

A 6. táblázatban feltüntetett fajlagos értékekből kitűnik, hogy a sósavas feltárás jelentősen hatékonyabbnak bizonyult a salétromsavasnál, ugyanakkor azonos tömegű szilárd mintához adott nagyobb mennyiségű savval közel kétszeres feltárási hatékonyságot lehetett elérni, ha sósavat használtam. Ez az arány a salétromsavra nem volt jellemző. A 5-6. táblázatból kiderül tehát, hogy a NyHL minta tömegének növelése ugyan töményebb oldatot eredményezett, de ennek a szilárd:folyadék aránynak az alkalmazásával fajlagosan az előzővel közel azonos mennyiségű fém oldódott ki (vö. 1/A -2/A oszlopok). További reagens hozzáadása viszont hatékonyabb kioldást eredményezett (3/A oszlop). Tehát a sav tulajdonsága a meghatározó, ezért az eredményes kioldás érdekében célszerű a minta tömegét alacsonyan tartani, a reagens mennyiségét pedig növelni. Ugyanakkor érdekes kérdéseket vet fel a sósav és a salétromsav hatékonysága közötti szignifikáns különbség. Ez a NyHL minta rendkívül bonyolult kémiai összetételére vezethető vissza, ami olyan – részben váratlan – reakciók lejátszódását eredményezi, amelyek a fémek beoldódását a salétromsav jelenlétében gátolják, míg a sósavéban nem.

57

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

6. táblázat: A NyHL fajlagos fémtartalma (magyarázat lásd: 5. táblázat) Koncentráció (mg/kg NyHL) Elem jele 1/A

2/A

3/A

1/B

2/B

3/B

Cu

36 370

37 015

76 420

872

1 345

700

Al

10 840

5 395

15 880

922

4 015

7360

Pb

11 550

11 315

22 260

292

265

248

Sn

17 800

17 685

36 000

<100

323

286

Zn

488

560

910

32

20

258

Ag

28,9

27,15

63,2

0,8

< 0,2

< 0,1

Cr

16,2

8,1

25,4

11,2

6,15

14,6

Mn

8,6

5,4

15,4

3

2,15

5,4

Leginkább az az eredmény meglepő, hogy a sósavval sokkal több réz oldódott be a mintából, mint a salétromsavval, hiszen ismert, hogy a sósav csak a hidrogénnél (H+/H2 rendszer) negatívabb standard redoxpotenciállal rendelkező fémekkel (Mn+/M rendszer) lép reakcióba hidrogén fejlődése közben (Bodor 1994). A vizsgált fémek közül ilyen az Al, Pb, Sn, Zn, Cr és a Mn, míg a Cu nem. Ez utóbbit elvileg a salétromsav képes oldatba vinni, azonban ez az erősen oxidáló tulajdonságú sav könnyebben hozzáfér a kezelt minta műanyagtartalmához (a NyHL lemez kialakítása miatt), mint a fémkomponensekhez, emiatt a szerves anyag oxidációjára fordítódik. Innen is látszik, hogy a NyHL lemezek szervesanyag-komponensei fontos szerepet játszanak abban, mennyi fémet sikerül kinyernünk. Arra a következtetésre jutottunk, hogy az égésgátlók szerkezete (brómozott aromás vegyületek) lehet az egyik legvalószínűbb oka annak, hogy a sósav jelenlétében a réz képes beoldódni. Felelősként az ún. Ullmann reakció nevezhető meg, amelynek során a halogénezett (jód vagy bróm szubsztituenssel rendelkező) aromás vegyületek fenil-csoportjai elemi réz hatására összekapcsolódnak, miközben rézhalogenid (jelen esetben CuBr2) keletkezik (P.E. Fanta 1974). Tehát a sósav a réz szempontjából csak egy folyadék, nem pedig reagens, de az adott kémiai rendszer, a közeg és a körülmények együttesen szükségesek ahhoz, hogy a folyamat lejátszódjon.

Kísérletek a csak darabolt NyHL-lel (vizuális vizsgálatok, a salétromsav és a királyvíz összevetése): 10x10 mm NyHL-t is kezeltük sósavval, kénsavval, salétromsavval és királyvízzel. Elszívófülke alatt 10 g mintához 50 ml tömény savat adtunk. Az elegyet 24 órán keresztül hagytuk szobahőmérsékleten állni, majd 1 órára rázógépre tettük. A szűrt oldatok réz-, ólomés a cink- tartalmát AAS-sel mértük. (A kénsavas oldás sűrű szuszpenziót adott, amit szűrni nem lehetett, így kimaradt a fémmeghatározásból.)

58

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

34. ábra: A sósavas oldás eredménye A sósav a 34. ábrán is látható módon a forraszanyagot láthatóan jól kioldotta a furatokból. A királyvíz hatása szignifikánsan erősebb volt volt, rövid idő alatt nagyobb részeket oldott le a lapkákról (lásd 36. ábra)

35. ábra: A királyvizes oldás eredménye A tömény salétromsav nitrózus gáz fejlődése közben reagált a NyHL aprítékkal. A rétegeket gyorsan feloldotta, és a 36. ábrán láthatóan is jelentős mennyiségű fémet oldott fel, illetve megrongálta a műanyagot, alátámasztva a fenti megállapítást, miszerint a salétromsav a műanyaggal is reagál.

59

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

36. ábra: A salétromsavas oldás eredménye A kísérlet rámutatott arra, hogy a kioldás hatékonyságához nem csak a sav minősége járul hozzá, hanem az aprítás mértéke is, ami lehetővé teszi a reagensek találkozását a reakciópartnerrel (jelen esetben a lemezek belsejében lévő fémekkel). A mért rézkoncentráció meghatározására a salétromsavas és a királyvizes minták esetében volt lehetőségem, melyek a kővetkezőképpen alakultak: -

62,23 g Cu / kg NyHL (salétromsavas kezelés esetén) 106,71 g Cu / kg NyHL (királyvizes kezelés esetén)

Ezek alapján - bár vizuálisan a salétromsav hatékonyabbnak tűnt -, a királyvíz szignifikánsan több rezet oldott ki a NyHL-ből, ahogy azt az előző kísérletsorozat is jelezte. A darabolt lemezek és az őrölt minták eredményeit összevetve az látható, hogy a salétromsav hatékonyságára az őrlés negatív hatással van. Ennek legvalószínűbb magyarázata, hogy az őrlemény a lapkákhoz képest fajlagosan kevesebb fémet és több műanyagot tartalmaz, ezért a sav elsősorban a szerves anyag oxidációjára használódik fel (vö. 59. o.). A sósavas és kénsavas kioldás során egy sűrű nehezen szűrhető szuszpenzió keletkezett. A cspadékot nem sikerült az oldattól elválasztani, így fémmeghatározásra nem volt lehetőségünk.

Egyszerű késes darálóval előkészített minta, hagyományos és mikrohullámú feltárás (a sósavas és a királyvizes kioldás, valamint a normál és mikrohullámú feltárás összevetése) Az egyszerű késes őrlésből származó mintából, amelynél az őrlés hatékonysága alacsony volt, a 90 μm - 180 μm frakcióból vettünk ki 4 g-ot, majd ehhez adtunk 20 ml tömény savat (lásd 7. táblázat). A hagyományos feltárási módszert követően a réz, a cink és az ólom koncentrációjának meghatározása AAS-sel történt. A visszaszámolással nyert fajlagos fémtartalmak a 7. táblázatban láthatók. A kísérletet a mikrohullámú feltárás programjával is elvégeztük. Ezt összehasonlítva a 10x10 mm-es lapok kioldásával, az eredmények réz esetén azt mutatják, hogy a nem hatékony őrlésből (egyszerű kések daráló) származó kis szemcseátmérőjű frakciók, alacsony fémtartalommal rendelkeznek, fő tömegüket inkább a műanyagok adják. A királyvíz ekkor is több fémet volt képes az oldatba vinni, míg a hőmérsékletnek is volt némi oldást elősegítő hatása a réz esetében. Érdekes eredmény, hogy ez a pozitív hatás az ólom és cink fémeknél nem volt tapasztalható. A hőmérséklet emelése, bár elenyésző mértékben, de csökkentette a kioldott fémek mennyiségét.

60

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

7. táblázat: A normál késes őrlemény feltárásának eredményei Sósavas (37m/m%)

Királyvizes

kioldás

kioldás

20°C

150°C

20°C

150°C

mNyHL = 4 g

mNyHL = 4 g

mNyHL = 4 g

mNyHL = 4 g

VHCl = 20ml

VHCl = 20ml

Vkirályvíz = 20ml

Vkirályvíz = 20ml

g Cu /kg NyHL

46,49

58, 66

61,4

66,27

g Pb /kg NyHL

12,95

11,55

11,6

9,36

g Zn /kg NyHL

0,604

0,499

0,683

0,658

Bemért mennyiségek

Nagy keménységű késes daráló és mikrohullámú feltárás (kis szemcsemérettartomány, salétromsavas és királyvizes mikrohullámú feltárás összevetése) A nagy keménységű késes darálóból származó minta frakcionálásánál az 500 µm-es tartomány a teljes minta alig 20 %-át adta, ami igen jó aprítási hatásfokra utal .A 90 μm 180 μm-es frakció feltárása a következő eredményeket adta: -

-

Salétromsavas12, mikrohullámú kioldási kísérletek (150°C) eredményeiből számított fajlagos fémtartalmak: o 195,59 g Cu/ kg NyHL o 6,21 g Zn/ kg NyHL o 6, 99 g Pb/ kg NyHL Királyvizes, mikrohullámú kioldási kísérletek (150°C) eredményeiből számított fajlagos fémtartalmak: o 276,88 g Cu/ kg NyHL o 7,166 g Zn/ kg NyHL o 9,536 g Pb/ kg NyHL Az előzetes fémtartalom-vizsgáltaból megtapasztalhattuk a szemcseméret, az őrlési módszer, az oldási körülmények és az oldószer (sav) minőségének hatását a kioldható fémmennyiségre. Látható, hogy a számunkra értékesebb fémek a kis szemcseméret tartományban dúsulnak fel, továbbá a méretcsökkentés jelentősen növeli a kioldás hatékonyságát. Megfelelő őrlés esetén a kioldás közbeni hő közlés szignifikánsan növeli a kioldható fémek mennyiségét (vö: 7. táblázat és „nagy keménységű késes daráló és mikrohullámú feltárás‖). Fontos továbbá ügyelni a megfelelő reagens arányokra is (lásd 5-6. Táblázat). A kezeletlen NyHL-t a továbbiakban pirolizáltam a 3.1.3-as fejezetben leírtaknak megfelelően. A pirolízis a műanyagok fémoldás közbeni, az előzetes kioldási kísérletek során a tapasztalt, zavaró hatását küszöböli ki.

3.3 A pirolízis-kísérletek hőmérsékleti profilja Az előzetes fémtartalom vizsgálatok során tapasztalhattuk a műanyagok zavaró hatását, ezért annak kiküszöbölésére azok anaerob körülmények között történő lebontását választottam.

12

65 m/m %-os 61

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE Mivel a reaktor falfűtéses és fixált ágyas, a fal és a reaktor belső tere közötti hőmérsékletkülönbségek elkerülhetetlenek, így a minta felfűtése sem végezhető el egyenletesen.

62

reakciókörülménynek megfelelően.

37. ábra: A reaktor belsejének hőmérsékleti profilja a 10 különböző

Ahogy az a 37. ábrán is látható, a célhőmérséklet felé közeledve szinte minden esetben tapasztalható egy kisebb visszaesés a hőmérsékleti görbe fejlődésében. További jellegzetessége a hőmérsékleti görbének, hogy viszonylag lassan sikerült a betáplált mintát felfűteni, továbbá a reaktor belső hőmérséklete és a fal között mindig fennállt egy bizonyos fokú hőmérséklet különbség.

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

A különböző izoterm szakaszok a profilban jelezhetik egy-egy kiemelt fontosságú folyamat megindulását, így olyan endoterm reakciókat, melyek energiaszükségletét a reaktor fűtése nem tudta kompenzálni, illetve egy exoterm reakció végét. Az izoterm szakaszok a 450 és 350 °C-os kísérleteknél figyelhetők meg. A jelenség oka lehet, hogy 600 °C alatt a fenol tartalmú műgyanták legtöbb kötése felszakad, amit termogravimetriás mérések is bizonyítanak (Chen et al. 2008). Ebből látható, hogy NyHL esetében 600 °C fölé nem érdemes a reaktort felfűteni. Továbbá a reakciók egy része már 100-300 °C között lejátszódik, ami több izoterm szakaszt okozhat a kísérletek hőmérsékleti profiljában (Quan et al. 2010).

3.4 A pirolízis termékek mennyiségi értékelése A pirolízis elvégzése után a kapott termékeket mind minőségileg, mind pedig mennyiségileg megvizsgáltuk. A kapott eredményekből minden egyes kísérleti körülményhez egy-egy anyagmérleget állítottunk fel. Ezek alapján ki lehet választani azt a módszert, ami a célnak megfelelően optimális feldolgozási lehetőséget kínál a NyHL kezelésére. Mindegyik reakció egy bizonyos mintát követve zajlott le. A felfűtés során az első észlelések a 250-270 °C-os belső hőmérséklet elérésekor történtek. Ekkor fehér színű gáz jelent meg a szedő edényben. Ez lényegében igazolja az előzetes termogravimetriás kísérletek és irodalmi hivatkozások eredményeit, ami szerint a NyHL műanyag alkotói ebben a hőmérsékleti tartományban kezdenek el bomlani (Lukács 2003; Quan et al. 2010; Chen et al. 2008). Természetesen a reaktor üres térfogatának – ami körülbelül 2 liter levegő – van egy bizonyos késleltető hatása, míg a reakciótermékek kijutnak a reaktorból. Ennek ellenére ez a tapasztalat jól illeszkedik az irodalomban fellelhető eredményekhez13 (lásd még 2.3.3-as fejezet). A gáz után szinte azonnal megindult egy – szobahőmérsékleten – áttetsző, enyhén sárgás folyadék képződése, amiről későbbi próbák alapján bebizonyosodott, hogy főként víz alkotja. Bővebb információk a 3.4.2. fejezetben és a III. sz. mellékletben olvashatóak14. Az áttetsző párlat mennyisége elhanyagolható, néhány ml fejlődése után azonnal megkezdődik egy sötét színű, szinte fekete olajszerű folyadék képződése. Ez a szedőedényben az előzőleg képződött vizes fázis alatt helyezkedik el. A képződés intenzitása 430-470 °C-ig igen intenzív, aztán csökken. A hosszabb, 2 órás kísérleteknél az utolsó 45 percben már elenyésző mennyiség keletkezését figyeltem meg.

3.4.1 A reakciókörülmények hatása a gázképződésre Leghamarabb a keletkező gázok mennyiségéről kaptunk információt, mivel azt a pirolízis folyamán egy gázóra mérte. Ennek eredményeit a 38. ábra mutatja.

13 Ezek laboratóriumi pirolízis kísérletek, melyek 1-100 g nagyságrenben, többnyire N2-nel vagy Ar-nal inertizált rendszerben történtek; illetve termograviemtriás kísérletek. 14 A halmazállapot megállapítása a reakció hőmérsékletén nem volt lehetséges, mivel a pirolízisgáz a reaktorból közvetlen egy fémből készített ellenáramú hűtőbe érkezett.

63

38. ábra: A keletkező gázmennyiség idő és hőmérsékletfüggése

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

64

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

A gázképződésre több tényező is hatással volt. Ezek az idő, a hőmérséklet és a felfűtés intenzitása. Ennek a három tényezőnek a változtatásával, majd a kapott eredményekből megtudjuk, hogy a gázképződés szempontjából melyik beállítás a legkedvezőbb. Mivel fixált ágyas reaktorról van szó, a fal hőmérséklete nem azonos a minta belsejének hőmérsékletével. Így várhatóan a reakciók térben szakaszosan és időben eltolódva játszódnak le. Ez torzítást eredményezhet a végeredményekben, ennek ellenére a fixált ágyas, szakaszos, nem inertizált megoldás a pirolízis folyamatainak modellezéséhez, és a pirolízis megértéséhez, valamint az LCA modellezéshez még elégségesnek mondható. A reaktor további fejlesztése a dolgozat szempontjából nem volt indokolt. A 38. ábrán látható görbéknek több platójuk illetve eltérő meredekségű szakaszuk van. Az első ilyen pontig átlagosan 5 liter körüli gázmennyiség távozott a reaktorból. Ez tulajdonképpen alacsony hőmérsékleten történt, amikor még kevés reakció lejátszódásához volt elég a belső hőmérséklet (150-200 °C). Az ekkor távozó gázt feltételezhetően a reaktorban lévő levegő, vízgőz, erősen illékony anyagok alkotják. Ezután 200-300 °C között beinduló reakciók nyomán intenzív gázfejlődés indult meg. Fél óra tartózkodási idő után a célhőmérsékleten tartott reaktorban a gázfejlődés intenzitása lecsökken. A 38. ábrán azonos hőmérsékletekhez tartozó görbék azonos értékek felé tartanak. A tartózkodási idő kitolásával sem értem el szignifikáns különbséget az azonos hőmérséklethez tartozó képződött gázmennyiségekben. A képződött gázmennyiségek és a hőmérsékletek között közel egyenes az arányosság. 350 °C-on átlag 20 liter gáz keletkezett, 450 °C-on majdnem 40 liter, míg 600 °C-on 60 liter. A 350 °C-on lejátszódó reakciókból származó gázfejlődés mindegyike fél-egy órás tartózkodási idő után szignifikánsan csökken. Tehát egy óránál hosszabb ideig ebben az esetben nem érdemes pirolizálni. 450 °C-os reaktorhőmérsékletnél a képződött gáz összes mennyisége 10-15 literrel több. A tendencia, ami szerint egy bizonyos idő után nem képződik számottevően több gáz, ebben az esetben is érvényes, azaz egy óránál hosszabb tartózkodási időt nem érdemes választani. A legnagyobb gázképződést 600 °C-on értük el. Itt továbbra is fennáll az a tény, hogy a tartózkodási időnek egy bizonyos határon túl nincs hatása a gázmennyiségre. A felfűtés sebességének hatása abban merül ki, hogy a gázfejlődés görbéje meredekebb az összes többinél, azaz a gázképződés intenzívebb, de több gáz nem fejlődik. Ez egyenesen következik abból, hogy a gáz képződésének alapja a műanyag-tartalom, és minden mérésnél közel azonos mennyiségű mintát adagoltam a reaktorba, ami limitálja a képződő gázmennyiséget.

3.4.2 A reakciókörülmények hatása az olajképződésre A képződő olaj több fázisú. Az első leváló frakció áttetsző, enyhén sárgás színű. Ez szinte az első képződött gázmennyiséggel együtt érkezik, mennyisége elenyésző. Az ezt követő frakció sötét, sűrűn folyó. Ezt néhány esetben egy darabosnak tűnő, az olaj összes mennyiségéhez képest elhanyagolható mennyiségű fázis követte (lásd 39. ábra).

65

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

39. ábra: A pirolízis olaj A gázképződési görbékből következtetve az olaj keletkezése esetében is várhatunk szoros korrelációt a hőmérséklet és a mennyiség között. A logika alapján a tartózkodási idővel és a kezelési hőmérséklet növekedésével is emelkedne a termodinamikailag stabilabb termékek mennyisége. Az idővel korreláló változás csak a 450 °C-os kísérleteknél figyelhető meg; 350 °C-nál az 1 órás, míg 600 °C-nál a 2 órás kezelés alacsonyabb értékeket mutat az előzőnél (lásd 40. ábra). A legmagasabb érték az 1 és 2 órás 450 °C-os beállításnál adódott. Ezt megközelítő hozamot a 600 °C gyors felfűtés hozott. A 600 °C-os kísérletnél mért kisebb olajképződés a 450 °C-osokkal szemben visszavezethető a hőmérséklettel és a tartózkodási idővel arányosan növekvő termodinamikailag stabilabb termékek (gázok) keletkezésére az olajjal szemben.

40. ábra: A pirolízis-olaj képződése a reakciókörülmények függvényében A magasabb hőmérsékleten végbement reakciókra volt jellemző, hogy az alsó frakcióból mérhető mennyiség keletkezett (feltételezhetően a középső olaj fázis szolgált a gázképződés inputjául), illetve a vizes fázis relatív mennyisége kisebb volt. A frakciók megoszlása szerint

66

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

az alsó fázissal nem rendelkező 1 ill. 2 órás, 450 °C-os beállítás a legkedvezőbb. A 600 °Cosok nagy arányú alsó frakció tartalma nem kedvező, míg a 350 °C-os kezelések folyékony terméke nagy mennyiségű vizes fázist tartalmaz, ami hátrányos a további hasznosítás szempontjából.

3.4.3 Szilárd maradék mennyiségének alakulása Az input mennyisége átlagosan 1 kg NyHL volt. A 41. ábra szemlélteti a rektorban elbomló (világosszürke) és a szilárd maradékként távozó termékek arányát (sötétszürke). A legalacsonyabb bontási hatásfokkal magától értetődően a legalacsonyabb hőmérséklet bírt. Ennél a beállításnál a minta körülbelül 17 %-a bomlott el. Figyelembe véve azt, hogy a NyHLek átlagos műanyagtartalma 30 % körül mozog, így átszámítva durván 50 %-os bomlási hatékonyság érhető el ezen a hőmérsékleten. A legnagyobb mértékben a magas hőmérsékleten bomlott el a NyHL műanyagtartalma, több mint. 85 %-os hatékonysággal. Azok közül is a 600 °C-os 2 órás pirolízissel lehetett szinte teljes bontást elérni. Ezen a beállításon a szilárd maradék csupán 70%-a a beadagolt eredeti mintának. Eszerint, hogyha a cél a szilárd anyag minél nagyobb fokú elbontása, akkor mindenképpen a 600 °C-os beállítás, és azon belül is az intenzív felfűtés ajánlható, mivel ott nincs olyan hosszú idejű szintentartás, tehát várhatóan a folyamat energiaigénye is kisebb, mint abban az esetben, amikor a felfűtést 2 órás kezelés követte 600 °C-on.

41. ábra: A minta tömegének változása a pirolízis előtt és után

3.4.4 A reakciókörülmények hatása a reaktor villamos áram-fogyasztására A reaktor energiafogyasztása a különböző beállításokkal arányosan változik. A magasabb hőmérséklet és hosszabb kezelési idő magasabb energiafogyasztást is eredményez (lásd 42. ábra). Érdekes, hogy az intenzív felfűtés energiaigénye 20-25%-kal alacsonyabb, mint a félkét órás kísérleteké. A pirolízis optimalizálási kísérleteknél érdemes volna a gyors felfűtést más hőmérséklettartományokban is megvizsgálni.

67

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

42. ábra: A reaktor villamos teljesítmény igénye különböző reakciókörülményeknél

3.4.5 Az anyagmérleg alakulása a különböző reakciókörülmények függvényében Az adatokból egyértelmű, hogy a műanyag rész, ami az egész NyHL 20-30%-a, 90%-os hatékonysággal elbomlik. Tehát a műanyag-gáz-olaj konverzió nagyon jó hatásfokkal lejátszódik. A maradék fémtartalmának kinyerése így lényegesen könnyebbé válik mindazonáltal, hogy az értékes műanyagot is felhasználhatjuk energia, ill. másodlagos nyersanyagforrásként. Az 43. ábrán jól látható, hogy bár a 600 °C-os kezelés során 50-200 %-kal több gáz keletkezett, mint az alacsonyabb hőmérsékleteken, de olajhozama 60 %-kal kevesebb, mint a 450 °C esetében. Az előző fejezetekben láthattuk azt is, hogy a legmagasabb hőfokon képződött olaj előzetesen becsült minősége is elmarad a közepes hőmérsékletű reakcióétól. Általánosságban a NyHL bomlása során, az input közel 70 %-a maradt vissza szilárd maradékként, a fennmaradó 30 % a folyadék és gáz termékek között oszlik meg. Ez például (He et al. 2006) munkájában közölt eredménynek is megfelel. Az elvégzett anyagáram és életciklus-elemzésekhez az 43. ábra alapján az 1 órás 450 °C-os kísérletre jellemző tulajdonságokat vettem alapul. Ez lett a modell referencia folyamata a NyHL hulladékok pirolitikus kezeléséhez.

68

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

43. ábra: A képződött termékek inputra normált mennyisége és a normált energiafogyasztás A kísérlet során számolni kell a képződött termékek mennyiségének (és minőségbeli tulajdonságainak) szórásával. Mivel az LCA modellben a pirolízis gáznak van kiemelt szerepe, – mint a reaktor által termelt üzemanyag (illetve annak egy része) –, megvizsgáltam a képződött gázmennyiségek közötti szórást (lásd 8. táblázat). A 4-9 % közötti relatív szórás összetartó eredményeket tükröz. Ezt az adatot felhasználva elvégeztem az LCA modell érzékenységi analízisét, hogy a gázhozam ilyen mértékű ingadozása hogyan hat a teljes modell eredményeire (lásd 5.1 fejezet). 8. táblázat: A párhuzamos kísérletek képződött gázmennyiségei között számított szórások

0,5 h/350 °C 1 h/350 °C 2 h/350 °C 0,5 h/450 °C 1 h/450 °C 2 h/450 °C 0,5 h/600 °C 1 h/600 °C 2 h/600 °C intenzív fűtés/600 °C

párhuzmos kísérletek közötti szórás 4% 5% 5% 9% 4% 5% 6% 6% 7% 6%

69

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

3.5 A pirolízis termékek minőségi értékelése A következő fejezet a pirolízis során keletkező különböző halmazállapotú termékek minőségi vizsgálatának eredményeit vizsgálja.

3.5.1 A pirolízis gáz minőség-változása A pirolízis során keletkező gázok irodalmi adatok alapján legnagyobb százalékban a következő gázokból állnak (lásd még 2.3.3-as fejezet): •

Szén-dioxid

•

Hidrogén

•

Metán

•

Szén-monoxid

3.5.1.1

A keletkezett hidrogéngáz

Az 45. ábrából kiderül, hogy a H2 gázbeli koncentrációja a tartózkodási idő növekedésével együtt nő. A legmagasabb értéket a 450 °C-os pirolízis során lehetett elérni. Ez a növekmény a pirolízis kinetikájából adódik. Az anaerob körülmények között lejátszódó krakkolódás lényege, hogy a szénhidrogének szénláncai szétesnek apróbb láncokra, és ideális körülmények között tulajdonképpen legelemibb molekuláira kell szétesniük. Mivel a pirolizált NyHL műanyagának egyik elemi alkotója a hidrogén, a krakkolási idő növelésével egyre nagyobb arányban kell megjelennie a véggázban. A krakkolódásba természetesen a jelenlévő fémek is részt vehetnek, illetve a nem inertizált reaktorban lévő levegő, valamint az égésgátló oxigénje is befolyásolhatja a hidrogén mennyiségét. Az égésgátlók halogéntartalma a hidrogénnel hidrogén-halogenideket képezhet, ami nagyrészt a pirolízis gázzal távozhat a rendszerből, illetve a hidrogén vagy szénhidrogének halogenidjei beoldódhatnak a pirolízis olajba (pl.: (M. Blazsó 2002; Jakab et al. 2003; Md Azhar et al. 2002; Bhaskar et al. 2007)). Ezt a kinetikát az eredmények is igazolják, azaz mindhárom esetben a reakcióidővel a hidrogén gázbeli koncentrációja többé-kevésbé nőtt (lásd 44. ábra). A magasabb hőmérsékletek valamivel nagyobb hidrogén mennyiséghez vezettek az alacsonyabbnál, a hidrogén hozam 350 °C felett aknázható ki teljesen. Tehát magasabb energiatartalmú gázkeverék előállításához 350 °C feletti hőmérséklettartományban kell dolgozni.

70

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

44. ábra: A hidrogén gáz térfogat-százalékos mennyisége a véggázban GCvezetőképességi mérések alapján. G1-G2-G3 a három elosztott mintavételezés a gázképződés megindulásakor, előírt tartózkodási idő felénél, valamint a végén. A koncentráció meghatározásánál ugyanakkor figyelembe kell venni az eredmények mérési hibákból származó szórását is. A 9 táblázat első sora az egy reakció közben vett G1-G2-G3 minták közötti szórást, míg a második sor a teljes mintára vetített, a GC mérésekből adódó koncentráció-eltéréseket mutatja. A relatív magas szórás G1-G2-G3 között arra enged következtetni, hogy egy reakció alatt a folyamatosan keletkező gáz minősége viszonylag nagymértékben változik, azaz a kezdeti gázkoncentráció jelentősen alacsonyabb a reakció végén vett gázmintában mért koncentrációnál. A mérések szórása alapján kimondható, hogy az átlagosan 1%.-os eltérés ugyan jóval nagyobb a gázkromatográfiás mérési módszer hibájánál, de a mérési eredmények reprezentatívak. 9. táblázat: A G1-G2-G3 minták között, valamint a teljes gázmintára jellemző mérési hibákból adódó hidrogén koncentráció szórása H2 relatív szórás G1-G2-G3 között mérési szórás (relatív)

0,5 h/350 °C 1 h/350 °C 2 h/350 °C 0,5 h/450 °C 1 h/450 °C 2 h/450 °C 0,5 h/600 °C 1 h/600 °C 2 h/600 °C

intenzív fűtés/600 °C

39%

41%

89%

84%

68%

38%

74%

62%

65%

47%

0,7%

1,0%

1,2%

1,6%

0,4%

0,3%

0,6%

0,5%

0,3%

0,4%

71

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

3.5.1.2

A keletkezett metán gáz

A magasabb hőmérsékletű kísérletekben a metán részaránya jól korrelál az idővel, minél hosszabb idejű volt a pirolízis, annál több metán gáz keletkezett. Ebből következően koncentrációja a G1G3 irányban növekszik, vagyis a pirolízis előrehaladtával egyre több keletkezik, illetve feldúsul, mint a műanyag pirolízisének egyik állandó terméke, hasonlóan a hidrogénhez (lásd 45. ábra).

45. ábra: A metán gáz térfogat-százalékos mennyisége a véggázban GC-vezetőképességi mérések alapján. G1-G2-G3 a három elosztott mintavételezés a gázképződés megindulásakor, előírt tartózkodási idő felénél, valamint a végén. A szórások alapján (lásd 10. táblázat) egy mintán belüli gázkoncentráció jobban fluktuál, mint a hidrogénnél (vö.: 9. táblázat szórásai), azaz különböző időpontokban nagyon eltérő mennyiségű gáz keletkezett. A mérések szórása alapján is nagyobb mérési hibával dolgoztam. A mérési hibákból származó szórások a későbbiekben megjelennek a pirolízis gáz fűtőértékének szórásában, aminek bizonyos fokú hatása lehet az LCA modellre (lásd 5.1 fejezet). 10. táblázat: A G1-G2-G3 minták között, valamint a teljes gázmintára jellemző mérési hibákból adódó metán koncentráció szórása CH4 relatív szórás G1-G2-G3 között mérési szórás (relatív)

0,5 h/350 °C 1 h/350 °C 2 h/350 °C 0,5 h/450 °C 1 h/450 °C 2 h/450 °C 0,5 h/600 °C 1 h/600 °C 2 h/600 °C

intenzív fűtés/600 °C

71%

90%

32%

103%

88%

86%

105%

95%

47%

72%

3,7%

3,6%

2,4%

4,0%

4,9%

0,6%

2,3%

3,5%

0,4%

0,7%

3.5.1.3

A keletkezett szén-monoxid

A CO esetében nem láthatunk a metánéhoz, vagy a hidrogénéhez hasonló törvényszerűségeket. Mivel a pirolízis egy anaerob folyamat, az oxidált termékek megjelenése csakis a nem inertizált reaktorba bejutó levegőre, esetleg a műanyag oxigén-tartalmára vezethetők vissza. Mennyisége fluktuál, de 350 és 600 °C-nál megfigyelhető, hogy a hosszabb tartózkodási idő esetén a keletkező gázban részaránya csökken. Ennek oka az lehet, hogy esetleg széndioxiddá oxidálódik, vagy keletkezésének elégséges feltételei megszűnnek.

72

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

Keletkezése hőmérsékletfüggő folyamat, mert 350 °C-on az utolsó két mintában (G2 és G3) dúsul, míg 450 °C-on az első kettőben, 600 °C-on pedig mindhárom mintában szinte azonos a koncentrációja. Ez arra utal, hogy képződése 350-400 °C-on kezdődik meg (a 46. ábra alapján), hiszen a jelenlévő oxigéntartalmú szerves anyagok már ilyen alacsonyabb hőmérsékleten is elkezdenek bomlani.

46. ábra: A szén-monoxid gáz térfogat-százalékos mennyisége a véggázban GCvezetőképességi mérések alapján. G1-G2-G3 a három elosztott mintavételezés a gázképződés megindulásakor, előírt tartózkodási idő felénél, valamint a végén. A 11. táblázatban láthatóan a mérésből származó hibák szórása nagymértékű fluktuációt mutat. Ez arra enged következtetni, hogy meghatározásának pontossága bizonytalan volt. Ezt támasztja alá az is, hogy a GC műszer jelerősségét15 2-es és 4-es között kellett változtatni a CO esetében, azaz igen kis koncentrációban volt jelen. 11. táblázat: A G1-G2-G3 minták között, valamint a teljes gázmintára jellemző mérési hibákból adódó szén-monoxid koncentráció szórása CO relatív szórás G1-G2-G3 között mérési szórás (relatív)

0,5 h/350 °C 1 h/350 °C 2 h/350 °C 0,5 h/450 °C 1 h/450 °C 2 h/450 °C 0,5 h/600 °C 1 h/600 °C 2 h/600 °C

intenzív fűtés/600 °C

17%

61%

34%

18%

54%

107%

22%

15%

15%

12%

0,7%

2,3%

6,4%

3,8%

2,3%

0,6%

1,3%

0,5%

3,1%

0,6%

3.5.1.4

A keletkezett szén-dioxid

A keletkezett szén-dioxid szintén hasonló forrásokból származhat, mint a szén-monoxid. Feltételezhetően az oxigéntartalmú szerves anyagok bomlása révén illetve a reaktorba jutó levegő oxigénjéből keletkezett (a pirolízis előrehaladtával koncentrációja minden esetben csökken). Egyértelműen megállapítható, hogy mennyisége a tartózkodási idővel csökken, aminek oka szintén valamilyen bomlási, átalakulási vagy hígulási folyamat lehet. A 48. ábrából kiderül, hogy a kis szén-dioxid koncentráció kialakulásának a hosszabb tartózkodási idő és magasabb kezelési hőmérsékletek kedveznek.

15 A GC-műszer 1-256-os jelerősség között dolgozott. Ez az a faktor, amivel a detektor jelerősségét módosítani kell (csökkenteni), hogy a papíros regisztráláskor a rajzolt kromatogramm értékelhető képet adjon.

73

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

47. ábra: A szén-dioxid gáz térfogat-százalékos mennyisége a véggázban GCvezetőképességi mérések alapján. G1-G2-G3 a három elosztott mintavételezés a gázképződés megindulásakor, előírt tartózkodási idő felénél, valamint a végén. Meghatározása a 3.1.4.4-es fejezetben is leírt okokból Orsat-készülékkel történt. A mérések közötti szórások egyes esetekben igen nagy értékeket adtak (lásd 12. táblázat). Ez főként leolvasási, beadagolási hiba lehetett. Látható továbbá, hogy az egy mintán belüli szórások az alacsony hőmérsékletű pirolízisnél kisebbek, azaz a koncentrációja kevésbé változik egy reakción belül, mint a magasabb hőmérsékletű pirolíziseknél. 12. táblázat: A G1-G2-G3 minták között, valamint a teljes gázmintára jellemző mérési hibákból adódó szén-dioxid koncentráció szórása CO 2 relatív szórás G1-G2-G3 között mérési szórás (relatív)

0,5 h/350 °C 1 h/350 °C 2 h/350 °C 0,5 h/450 °C 1 h/450 °C 2 h/450 °C 0,5 h/600 °C 1 h/600 °C 2 h/600 °C

intenzív fűtés/600 °C

9%

8%

7%

10%

71%

85%

72%

76%

80%

78%

14%

15%

5%

1%

1%

6%

5%

4%

9%

12%

3.5.1.5

Gáztulajdonságok összefoglalása

Az 48. ábra összegzi a keletkező véggáz mennyiségi összefüggéseit. A hőmérséklet növekedésével a fejlődő gázmennyiség arányosan növekedett. Az első mintavételig szinte minden alkalommal mintegy 10 liter gáz fejlődött, a második mintavételig keletkezett mennyiségek is hasonlóan alakultak. A legtöbb gáz viszont mindig az utolsó mintavételig eltelt időszakban keletkezett, függetlenül a pirolízis teljes időtartamától.

74

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

48. ábra: A keletkezett pirolízis gáz mennyiségi megoszlása a mintavételek között Ahogy már az előző fejezetben is megállapíthattuk, néhány kivételtől eltekintve szabályszerű, hogy a tartózkodási idő növelésével a szén-dioxid mennyisége csökken (lásd 49. ábra), ami főként a 450 °C-os minták esetében figyelhető meg. Az egyes kísérleteken belül a kísérlet vége felé haladva, a később vett minták (G3) kevesebb CO2-ot tartalmaznak általában, mint az előzők. Esetünkben a 350 °C-nál nagyobb hőmérsékleten végzett kísérletek során keletkező gázok a hasznosabbak, ahol alacsonyabb a CO 2 mennyisége. Az ilyen gázok energiatartalmát (lásd 13. táblázat) gázmotorok segítségével lehet elektromos árammá konvertálni. Mivel alacsonyabb hőmérsékleten magas a CO2 mennyisége a gázban, különösen rövid pirolízis esetében annyira alacsony a véggáz energiatartalma, hogy nem érdemes energiatermelésre használni. Biogázok hasznosításánál alkalmazott motorok normális működésének követelménye a legalább 60 %-os metán tartalom16. A hőmérséklet emelkedésével a krakkolódás, és ezzel párhuzamosan a metán- és hidrogénképződés sokkal intenzívebbé válik, a CO2 képződés háttérbe szorul. Viszont van egy pont, amely után ez a folyamat lelassul, és további minőségi javulás a gáztermékben nem érhető el. Ilyenkor az energiaközlés folytatása tulajdonképpen feleslegessé válik, csak növeli az energiaszükségletet, a folyamat költségeit és környezetterhelését. Kedvező gázösszetétel a 450-600 °C-on vett minták esetében adódott, és látható, hogy ezeknek a legmagasabb a fűtőértéke. 450 °C fölé pirolízisnél nem is érdemes menni, mivel a pirolízis energiaigénye jelentősen megnő, amit nem kompenzál a magasabb fűtőérték (lásd még 5.1-es fejezet). Az energetika és a gázképződés szempontjából egyéb javasolható beállítás a 600 °C-os gyors felfűtés lehet, ahol az energiafogyasztás a 450 °C-oshoz hasonló, gázösszetételben viszont 10 V/V%-kal kevesebb CO2-t mértem.

16 A gázmotor alkalmazhatóságának fő kritériuma a gáz energiatartalma, amit gyakran a gáz metántartalmával határoznak meg, biogáz használatánál. Természetesen a metán gáz teljes hiánya sem zárja ki a gázmotor alkalmazhatóságát egyéb nagy energiatartalmú komponensek (például hidrogén) is jelenlen vannak.

75

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

49. ábra: A keletkezett gáz mennyiségi és minőségi összefoglaló diagramja (* a meghatározott mennyiségek összesítése utáni maradék) A gáz minőségi elemzése azt mutatja, hogy a hőmérséklet emelkedésével a gáz „hasznos‖ komponenseinek mennyisége növekszik (49. ábra). A 13. táblázatban vázolt értékek alapján is a magasabb hőmérsékletű pirolízis során keletkezett gáz tulajdonságai előnyösebbek az energetikai hasznosításra. Bár az LCA modell alkalmazza a pirolízis gáz energetikai hasznosítását, referencia folyamatnak a 450 °C 1 órás pirolízisnél maradtam, mivel feltételezésem szerint a fűtőértékek közötti különbségek nem kompenzálják a befektetendő energiamennyiségek közötti különbséget. 13. táblázat: A keletkezett pirolízis gáz elméleti fűtőértéke fűtőérték [MJ/kg gáz]

fűtőérték [MJ/ 1kg inputra normált képződött gázmennyiség]

relatív szórás

0,5 h/350 °C

5,9

0,146

2,0%

1 h/350 °C

7,8

0,219

2,6%

2 h/350 °C

7,8

0,168

1,6%

0,5 h/450 °C

10,6

0,414

3,0%

1 h/450 °C

10,7

0,347

2,6%

2 h/450 °C

9,5

0,339

0,4%

0,5 h/600 °C

15,0

0,504

1,6%

1 h/600 °C

15,0

0,571

2,2%

2 h/600 °C

15,8

0,545

0,3%

intenzív fűtés/600 °C

14,9

0,533

0,6%

Egy optimalizált pirolitikus folyamat kidolgozásához kinetikai vizsgálatok és - a pontosabb anyagi összetétel megállapítására - részletesebb minőségi analízis lennének szükségesek. ,. Pontosabb gázanalitikával megállapítható volna a gáz egyéb, a maradék 1-2 térfogat %-ban maradó anyagi minősége17 (lásd 49. ábra delta*), aminek segítségével kidolgozható egy 17 Jelen dolgozattal elsősorban a pirolízis mélyebb megismerésére és a laboratóriumban nyert adatok életciklus-elemzésben történő felhasználására koncentráltam, így a felmerülő analitikai és további eljárástani problémákkal a munkám nem foglalkozik.

76

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

módszer a halogéntartalom visszanyerésére (Andreas Hornung, Koch, and Seifert 2003; Teller and Gustmann 1995).

3.5.2 Az olaj és a szilárd maradék minőségi vizsgálata A keletkezett olaj teljes spektrumú vizsgálata anyag- és időigény miatt nem valósulhatott meg. Ez a feladat egy teljes kutatási projektet lefedhet, ezért csak néhány fontosabb komponens minőségi meghatározását végeztük el. A szilárd maradék esetében mindhárom hőmérsékletű pirolízisből az 1 órás mintát analizáltuk, ezeken kívül még a 450 °C-os, 2 órás kezelésből származó olajmintát.

3.5.2.1

A pirolízis olaj fő komponensei

Az előkészített olaj minták GC-MS vizsgálatai során a 14. táblázatban bemutatott szerves vegyületeket sikerült azonosítanunk, a 3.1.4.5-ös fejezetben leírt paramétereket alkalmazva. A részletes lista a frakciók szerinti találatokkal és szerkezeti képletekkel a III. mellékletben látható. A pirolízis során képződött olaj minták hasonló összetétellel rendelkeznek. Fő alkotóként megjelenik a fenol. Ez alól két kivétel van: a két órás 450 °C-os pirolízis és az egy órás 600 °C-os pirolízis. A fenol mellett annak 2-metil- és 3-(1-metil-etil)- származékai is kimutathatók, mindkét vegyület esetében kivétel a két órás 450 °C-os pirolízis olajterméke. Ezeken kívül vannak vegyületek, amelyek csak egy-egy esetben voltak azonosíthatók, ezek: a benzonitril, a hexén-dinitril, a 3-bróm-propán-1,2-diol, a 2,2‘-oxi-dietanol, az allil-butirát, a benzoesav, a 2-bróm-1-fenil-propán-1-on, a 4-oxo-pentánsav, 2,3-dimetil-fenol és a 4-propilfenol. Három pirolízis olajban sikerült azonosítani a fenil-karbamátot. A fél órás pirolízisek olajában csak fenol, a 2-metil-fenol és 3-(1-metil-etil)-fenol volt kimutatható, ez nagy valószínűséggel a rövid ideig tartó pirolízisnek tulajdonítható. Az intenzív felfűtésű 600 °C-os pirolízis olajtermékében a jellemző alkotók mindegyike kimutatható volt, ez arra utal, hogy nem szükséges lassú felfűtést alkalmazni a szerves vegyületek eltávolítása érdekében. A felismert termékek száma nem korrelál a reakciókörülményekkel, bár a pirolízis időnek van némi kimutatható befolyása a termékek minőségére. Ha jobban megvizsgáljuk a 14. táblázatot, felfedezhető, hogy a rövidebb pirolízis idők alkalmazása esetén nem volt felismerhető bróm- illetve nitrogén-tartalmú származék a kromatogrammon, ugyanakkor ezekben az esetekben a legkisebb az egyértelműen azonosított vegyületek száma. Az intenzív fűtésnél, és a hosszabb idejű pirolíziseknél (1-2 óra) pedig szignifikánsan magas a felismerhető vegyületek száma, ami jóval több bomlásterméket feltételez. Ez korrelál azzal, hogy a hőmérséklet emelkedésével (450 °C-ig) kismértékben ugyan, de emelkedik a képződött olaj mennyisége (lásd 40. ábra), így várhatóan a különböző termékek száma is.

77

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE 14. táblázat: A különböző reakciókörülmények és az azonosított olajalkotók reakciókörülmények (°C/óra) 350 /1

350 /2

450/0 ,5

450 /1

2-metilfenol

X

X

X

X

3-(1metil-etil)fenol

X

X

X

X

fenol

X

X

X

X

hidrogénbromid

X

X

2-etilfenol

X

X

X

3-metilfenol

X

X

X

450 /2

600/0 ,5

600 /1

600 /2

X

X

X

X

8

X

X

X

7

X X

fenilkarbamát

X

intenzív

X X

Gyakoriság

6

X

X

6

X

X

5 3

X

X

3

benzonitr il

X

1

hexéndinitril

X

1

3-brómpropán1,2-diol

X

1

2,2’-oxidietanol

X

1

allil-butirát

X

1

benzoesav

X

1

2-bróm1-fenilpropán-1on

X

1

4-oxopentánsav

X

1

2,3dimetil-fenol

X

1

X

1

4-propilfenol azonosítot t vegyületek száma

78

600/

8

7

3

6

4

2

4

7

7

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE

3.5.2.2 A szilárd maradék hidrometallurgiai elemzésének eredményei A pirolízis szilárd maradékát 3.1.4.6. fejezetnek megfelelően preparáltuk és analizáltuk. Az 50. ábra szemlélteti a vizsgált fémek koncentrációjának változását az analizált szilárd maradékban. A fémtartalmakat a reaktorba beadagolt input NyHL kilogrammjaira számoltam vissza.

50. ábra: A pirolízis maradék fémtartalmának változása a reakciókörülmények függvényében (g/kg NyHL tengely Cu-ra vonatkozik, mg/kg NyHL tengely a többi fémre) Az eredmények alapján látható, hogy a fajlagos réz tartalom a 350 °C /1 órás minta esetében 175,93 g, tehát közel 17,6%-ban tartalmaz rezet az 1 kg nyers NyHL. Aranyat és ezüstöt közel azonos mértékben tartalmaz a kezeletlen lemez. Palládiumot és ródiumot kis mennyiségben sikerült kimutatnunk. A platinát itt sajnos nem tudtuk oldatba vinni, sőt mind a négy minta esetében kimutatási határ alatt maradt. A 450 °C-on 1 óráig kezelt NyHL az előzőhöz hasonlóan rezet tartalmaz legnagyobb mennyiségben, 175,29 g Cu/kg input NyHL. Aranyat és ezüstöt 33 és 39 mg fém/kg input NyHL mennyiségben sikerült kimutatni. Ródium esetében a kimutatott érték nagyon alacsony ~4,4 mg Rh/kg input NyHL. Ebben az esetben a palládiumot kimutatási határ alatt tartalmazta a minta. A 450 °C /2 órás minta esetében 1 kg input NyHL 300,701 g, azaz csaknem 31 %-ban rezet tartalmaz. Ezüst szempontjából is hatásos volt a pirolizált minta feldolgozása, majd 1 g fém per kg input NyHL-t sikerült mérni. Az arany mennyisége valamivel alacsonyabb volt, mint az előző mintában, viszont palládiumot is sikerült 36,53 mg / kg input NyHL mennyiségben kimutatni. Platinát és a ródiumot sajnos ebből a pirolízis-termékből nem sikerült kimutatnunk, elképzelhető, hogy a pirolízis időtartama alatt ezek a fémek olyan fizikaikémiai változásokon (pl. párolgás) estek át, amelyek csökkentették vagy teljesen megszüntették a mennyiségüket a mintánkban. A 600 °C-on 1 óráig hőkezelt nyers NyHL szintén legnagyobb mennyiségben a rezet tartalmazza. Aranyat ebben az esetben sikerült a legkisebb mennyiségben oldatba vinnünk (6,96 mg / kg input NyHL). A palládiumot az összes elemzés közül ebben a mintában sikerült legnagyobb mértékben oldatba vinni (67,5 mg / kg input NyHL). Ródium esetében ez a kezelés és oldatba vitel bizonyult a legjobbnak, hiszen ezt a fémet 10,02 mg Rh/kg input NyHL fajlagos mennyiségben sikerült kimutatni.

79

LABORATÓRIUMI KÍSÉRLETEK NYHL-EK KEZELÉSÉRE A kapott eredmények szórásának eredete ismeretlen. A pirolízishez előkészített NyHL minta egyszeri gyűjtésből származott, és darabolás után (közel 5x5 cm-es darabok) homogenizálva kerültek a reaktorba. A rézre kapott nyers NyHL-re vetített koncentrációk viszont egyértelműen mutatják a pirolízis utáni kioldás hatásfokának növekedését.

3.6 A fémvizsgálat és a pirolitikus kísérletek összefoglalása Az összes előzetes kioldási vizsgálatból látható tehát, hogy a fémek főként a kis szemcseméretű tartományban dúsulnak fel, bár az aprítás rossz hatásfoka miatt az őrlemény műanyag-tartalma fajlagosan nagyobb, mint a darabolt NyHL-é. A fémek kioldásához erős savakra van szükség, melyek közül a királyvíz bizonyult a leghatékonyabbnak. A sósav jelenléte is jó hatásfokot eredményezett, amelyért nemcsak önmagában a sav a felelős, hanem a NyHL kémiailag rendkívül bonyolult szerkezete. Ezen belül is különös szerep jut a lemezek szervesanyag-tartalmának, ami olyan folyamatokhoz is vezethet, mint pl. az égésgátlók és a fémréz reakciója. A salétromsav kis szemcseméret-tartományban lényegesen kevesebb rezet tudott kioldani a normál feltárás során, mint a 10x10 mm-es tartományban, ugyanakkor a mikrohullámú feltárás a kis szemcsetartományban történt kioldás hatásfokát szignifikánsan javította. Ilyen hatásfok növelő jelenség a mikrohullámú feltárás esetében sósav és királyvíz használatakor nem volt megfigyelhető. A kezeletlen NyHL-ben a fémes részek gyakran a műanyagba vannak beágyazva, ami nehezíti a kioldást (Havlik et al. 2011; Havlik et al. 2010). Mivel a salétromsavval a műanyag is reakcióba lépett, ezért a sav elsősorban annak oxidációjára fordítódott, ami a kioldás hatékonyságát csökkentette. A pirolitikus kezelés után végzett kioldási kísérletek során kapott magasabb rézkoncentrációk alapján a hidrometallurgiai kezelések előtti hőkezelés, mely a műanyagok degradációját célozza meg, hasznos a kihozatal szempontjából. Ez elsősorban a salétromsavas kezelés esetében lehet érvényes. A minőségi és mennyiségi összegzés alapján a pirolízisre a következő kijelentések tehetők: -

-

80

A hőmérséklet növelésével a keletkező gázok mennyisége szignifikánsan növekszik. A tartózkodási idő növelésével a keletkező gázok mennyisége kis mértékben változik. Tartózkodási idővel és a hőmérséklettel arányosan a keletkező gázok fűtőértéke növekszik A hőmérséklet növelésével a keletkező olaj mennyisége csak egy bizonyos fokig növekszik (450 °C), minősége változik. A tartózkodási idő növelése nincs szignifikáns hatással az olaj mennyiségére. A hőmérséklet és tartózkodási idő növelésével a gáz minősége javul, a CO 2 gázbeli térfogat aránya csökken. A tartózkodási idő az olaj összetételét szignifikánsan változtatta, a fél órás tartózkodási idő esetében nem volt azonosítható halogénezett származék. Ezek vagy a szilárd maradékban maradtak, vagy a gázzal távoztak. 450 °C-on a teljes műanyag frakció elbomlik, ezért 600 °C-on már az olaj bomlása kerül előtérbe.

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

4 HEEB kezelési eljárások életciklus-elemzése A hulladékkezelési rendszerek modellezése régi gyakorlatra tekint vissza. Az egyik első ilyen modell a brit SWIM modell, amely szilárd hulladék gyűjtését modellezi MS Excel® használatával (F. S. Wang, Richardson, and Roddick 1996). Ennél valamivel kifinomultabb a svéd ORWARE modell (Eriksson et al. 2002). A 90-es évektől aztán egyre több modellezést segítő szoftver készült. A dolgozathoz a GaBi szoftvert alkalmaztam (lásd még 3.1.5. fejezet) (Volz 2008). A 3.1.5-ös fejezet részletesen bemutatta az életciklus-elemzés menetét. A következő fejezetek ezeket a lépéseket részletezik, bemutatva az alkalmazott módszereket, funkciókat.

4.1 Funkcionális egység és rendszerhatárok A funkcionális egység az elemzés alapja, ami a felállított rendszeren keresztül konstans, minden input és output adat erre van normálva, illetve a modell kiértékelésének eredményei is erre az alapegységre vonatkoznak. Ennek meghatározása a célok figyelembevételével történik. Esetünkben ez egy tonna Magyarországon keletkező HEEB18. Az elemzési eredmények is erre vonatkoznak, és ez az egység könnyen transzformálható kilogrammá, vagy a magyarországi HEEB egész mennyiségévé. Referenciaáramnak a Magyarországon keletkező HEEB-ek mennyiségét választottam, mert maga a tanulmány Magyarországon készült, és a modell elsősorban erre a környezetre érvényes. Az alkalmazott technológiák nagy része is hazai vállalatok módszerei. Habár az LCA-ban fontos egy pontos referenciaáram meghatározása, a tanulmányban a dinamikus LCA módszerét alkalmazom, ami az időhorizont figyelembevételével egy tágabb értelmezési lehetőséget ad az eredményeknek. Így a kiértékelésben a 2008-ban begyűjtött HEEB mennyiséget vizsgálom. Az elemzés eredményeinek elfogadhatósága szempontjából másik kritikus pont az elemezendő rendszer határainak kijelölése (51-53. ábra). Természetesen ezt is a célok szigorú betartásával kell elvégezni.

51. ábra: A vizsgált rendszer határai

18

2008-as évnek megfelelő kategóriák szerinti összetételű HEEB 81

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE A rendszer több alrendszerből áll, melyek egy nagy egységgé kapcsolódnak össze. Ezek az alrendszerek sorban: -

Logisztika A hulladék előkészítése Feldolgozási technológiák

A hulladék két fő forrásból, a (i) lakossági-, és az (ii) intézményi szférából érkezhet a feldolgozó rendszerbe. Ezeken belül több útvonal is létezik. Ma Magyarországon a következő útvonalakon érkezik a feldolgozó rendszerbe a HEEB: lakossági aktivitás, a szervezett begyűjtés, azaz a lomtalanításhoz hasonló akciók, és a kereskedők jogszabályi kötelezettségének elvégzése biztosítja a HEEB szelektív begyűjtését. Intézményektől További útvonal még a feldolgozócég saját begyűjtése, illetve a cégek környezettudatos hulladék elhelyezése. Miután a hulladék beérkezik a kezelőhöz az 52., és 53. ábrának megfelelően történik a feldolgozás. Ez a két ábra szemlélteti a Magyarországon elérhető technológiákat. A különbség a kettő között, hogy az 52. ábrán látható jóval több emberi erővel végzett munkát alkalmaz.

52. ábra: „Manuális” feldolgozás, ahol nagyobb emberi erőforrások szükségesek Minkét technológia a fizikai tulajdonságok alapján válogatja szét a hulladékot közel egynemű anyagokra. A kézi bontásnál a beérkező hulladékot manuális erővel szétválogatják úgy, hogy lehetőleg minél magasabb arányban tartalmazzon azonos tulajdonságú anyagokat, például kiválogatják a -

tekercseket, a NyHL-et képcsöveket egyéb veszélyes hulladékokat, pl. tonereket fém és műanyag burkolatokat, stb.

Már az első munkafázisban szükség van emberi munkaerőre, ami a technológia költségeit emeli, szociális hatásai viszont pozitívak, munkahely teremtő hatása miatt. Ez a szétválogatás fontos a technológia további részének nagy hatásfokú működéséhez. Ezután aprítják a hulladékot. A shredder után a méret csökkentésével a különnemű anyagok lehetőség szerint könnyen szeparálhatóvá válnak. Ha az előválogatás nem szakszerű és pontos, akkor a shredder után nagy mennyiségű kevert hulladék keletkezik. A shredderből távozó anyag először egy rostára kerül, ahol 3 frakcióra osztják, a legalsó, legkisebb szemcseméretű frakció egy rézben dús halmaz, amely további feldolgozást nem igényel, a középső frakció halad tovább, és a felső, adott esetben visszakerül a shredderbe. A további válogatás mágneses és elektromos tulajdonságok alapján történik.

82

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

A szeparáló egységek után itt mindig szükség van kézi válogatásra, mert a gépi válogatás során az elválasztandó anyag felkaphat és magával vihet kisebb mennyiségeket abból a frakcióból, melynek a következő szétválasztási szintre kellene lépnie. Ilyen tipikus eset például, mikor a rézdarabokhoz az örvényáramú szeparátorban műanyag darabok ragadnak, és ezzel elszennyezik a rézfrakciót. A műanyag kiválogatására emberi erőt kell alkalmazni.

53. ábra: Az automatizált előkezelés folyamatábrája Az 53. ábrán szemléltetett technológia a MeWa-Recycling eljárásra épül, aminek lényege a kézi erő minél nagyobb kiszorítása, és a lehető legjobb frakcionálás elérése. A láncos törő után (lásd még 2.2.1-es fejezet) minimális létszámú személyzet válogatja a hulladékot a következő frakciókra: -

Műanyag NyHL Acél Réz Vas Veszélyes hulladékok, mint elemek, kondenzátorok

Természetesen csak azok az anyagok lesznek itt kiválogatva, melyek anyagi minősége felismerhető, és kesztyűben megfoghatók, kiemelhetők a hulladékáramból. A kézi válogatást egy granulálás követi, aminek átmérőcsökkentő hatása növeli az azt követő szalag mágnes és örvényáramú szeparátor hatékonyságát. A granulátor tulajdonképpen a hulladékot apró gömbökké darabolja szét, melyek így nagy valószínűséggel azonos anyagból állnak. Ez által és a megnövelt felület miatt a mágneses és örvényáramú szeparátor nagyobb hatásfokkal működhet. A keletkezett frakciók fémes részének újrafeldolgozása 100 %-ban megoldott probléma, gondok a műanyagokkal és NyHL-ekkel adódnak. A lerakók a mai EU-s irányelvek szerint alacsony prioritást kapnak a hulladékgazdálkodási technológiákon belül, elsődleges a hulladék anyagában történő újrafeldolgozása. Erre, ebben az esetben igen kevés lehetőség van, hasonlóan a képcsövekhez, mivel tiszta, azonos anyagból álló műanyag frakció előállítása lehetetlen a kevert műanyagfajták, és gyakran a polimerbe ágyazott halogénezett égésgátlók miatt, melyek a regranulálást nem teszik lehetővé. Lehetséges feldolgozási mód a pirolízis, mellyel a műanyag frakció polimerjei elemeire bonthatók, és abból értékes petrolkémiai másodlagos nyersanyagok különíthetők el. Hasonló feldolgozási módszer szerepel a modellben a NyHL kezelésére. Bevett gyakorlat ennek a frakciónak a pirometallurgiai feldolgozása. Ezzel állítottam szembe a pirolízist, mely 83

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE csak kísérleti fázisban van, ezért doktori munkám részeként a Pannon Egyetemen egy kísérletsorozatot hajtottam végre a megfelelő input-output adatok leképzéséhez, és a technológia modelljének előállításához (lásd még 3. fejezet). Az ötlet nem ismeretlen, a világ több részén is kísérleteznek ezzel, a cél alacsony beruházási és működési költség elérése a kohósítással szemben. A fémhulladék feldolgozása sokkal egyszerűbb, itt a konvencionális újrafeldolgozási technológiákat modelleztem. Ehhez a Gemis 4.8-as adatbázist és a technológiák BREF dokumentációját használtam (JRC; Fritsche and Schmidt 2007). A leírtaknak megfelelően a modellnek, – így ezzel a dolgozatnak is – legkritikusabb része a NyHL feldolgozása.

4.2 A technológiai folyamatok leltárelemzése (LCI) Az életciklus-elemzés leltára a 2. fejezetben is vázolt módon a technológia folyamatainak input-output adatait, a működéssel kapcsolatos feltételezéseket tartalmazza. Az adatok a laboratóriumi mérésekből, a GEMIS, CPM LCA, ProBas, EU LCA adatbázisokból valók (Fritsche and Schmidt 2007; CPM 2012; Probas 2012; JRC 2012a; JRC 2012b).

4.2.1 A reverz-logisztika leltára A 2005 és 201319 között begyűjtött hulladék mennyiségét éves bontásban az 54. ábra szemlélteti. Legnagyobb mennyiségben a nagy háztartási gépek kerültek hulladékba (1. kat. 10 000-26 000 tonna), amit a szórakoztató elektronika (4. kat. 2000-4000 tonna). utána az IT eszközök (3. kat. 1000-8000 tonna), majd a háztartási kisgépek ( 2. Kat. 500-4000 tonna) követnek. Összességében 15 000-45 000 tonna HEEB került be az EoL szakaszba.

54. ábra: Adott évben begyűjtött HEEB mennyisége kategóriákra bontva (*az Országos Hulladékgazdálkodási Ügynökség becsült adatai) A HEEB az előző fejezetrészben említett utakon juthat a feldolgozókhoz. Az 55. ábra vázlatosan szemlélteti a visszagyűjtés modelljét. A HEEB forrása többnyire a városban található, ahonnan lakossági aktivitás során személyautóval kerül a hulladékudvarokba, kereskedőkhöz (visszagyűjtési akciók), vagy a gyűjtőpontokhoz. További opció a nagy háztartási eszközök szállítása a kereskedő által fogyasztói megrendelésre kisbusszal (csereakció). A köztisztasági szervezetek által működtetett gyűjtőpontos akciók során a hulladék 7,5 tonnás kisteherautóval kerül a hulladékudvarokba. A két gyűjtőpontból (hulladékudvar, kereskedő) 12 tonnás teherautóval szállítják a feldolgozás helyszínére. 19

84

2009-2011 közötti időszakról adatok nem találhatók

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

Minden esetben csak a hulladékkal terhelt szállítást vettem figyelembe, és az eredmények az esetleges üresjáratokat nem tartalmazzák.

55. ábra: A modellezett begyűjtési útvonalak A HEEB kategóriája is befolyásolja a szállítási módszert, az alapforgatókönyvről a 15. táblázat mátrixa informál, amitől a különböző forgatókönyv analízisek során természetesen el lehet térni, így a modellt egy reális esethez igazítani. Alap esetben a fogyasztó 10%-ban szállítja saját maga a nagy elektronikai eszközét (1. kat.) a kereskedőhöz, akinek kötelessége azt átvenni. Gyakran ez szorosan összekapcsolódik valamilyen csereakcióval. Csereakció híján 15 %-ban közvetlen a hulladékudvarban adja le, valamint 75%-ban a kereskedő az újonnan vásárolt eszköz házhozszállításakor gondoskodik a HEEB elviteléről. A kereskedőtől a feldolgozóhoz a hulladékot (lásd 55. ábra) 100%-ban a feldolgozó szállítja egy nagyobb kapacitású tehergépkocsival. A 2-7. kategóriák esetében – kivétel az 5. –, mivel az a modellben nem szerepel – 98%-ban a fogyasztó vállalja a kereskedőnél a leadást, a hulladékudvarba vagy annak egy gyűjtőpontjára történő szállítását. A hasznosító pedig a mennyiséget teljes egészében maga gyűjti be a hulladékudvartól, illetve a kereskedőtől.

85

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE 15. táblázat: A HEEB szállításának megoszlása a résztvevők között m/m%-ban az alap forgatókönyv szerint mit szállít (kategória)

1

2

3

4

ki fogyasztó kereskedő hulladékudvar hasznosító fogyasztó kereskedő hulladékudvar hasznosító fogyasztó kereskedő hulladékudvar hasznosító fogyasztó kereskedő hulladékudvar hasznosító

5 6

7 8 9 10

fogyasztó kereskedő hulladékudvar hasznosító fogyasztó kereskedő hulladékudvar hasznosító hasznosító hasznosító hasznosító

hova (honnan) fogyasztó kereskedő ø 10% 50% ø ø ø 100% ø 50% ø ø ø ø ø 100% ø 50% ø ø ø ø ø 100% ø 50% ø ø ø ø 100% ø ø ø 50% ø ø ø ø ø 100% ø 50% ø ø ø ø ø 100% ø ø ø ø ø ø

hulladékudvar 40% ø ø 100% 50% 20% ø 100% 50% 20% ø 100% 50% 20% ø 100% ø 50% 20% ø 100% 50% 20% ø 100% ø ø ø

hasznosító ø 100% ø ø ø 80% ø ø ø 80% ø ø ø 80% ø ø ø ø 80% ø ø ø 80% ø ø 100% 100% 100%

A szállítóeszközök input-output (I/O) táblázata az V. mellékletben található. Az emissziós profil generálásához a (Fritsche and Schmidt 2007) és (GaBi_4 2010; Volz 2008; IKP_Stuttgart and PE_Europe 2003) irodalmakat használtam. Mielőtt a hulladék az aprító berendezésbe kerül, azonos komponenseket nagy arányban tartalmazó frakciókra kell szétválogatni. Ilyen például a CRT üveg kiszerelése, a beton nehezék, vagy egyéb üveg alkatrészek, fémek, műanyagok kibontása. Ennek egy része csak manuális, más része fél-automatizálva is elvégezhető. Az 16. táblázat tájékoztat a lehetséges komponensek szétszerelésének egységnyi idejéről. Ez a szakasz így a tejes feldolgozási kapacitás egy limitáló eleme.

86

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

16. táblázat: A teljesen manuális bontás, valamint a félautomata bontás kapacitása (láncos törő) (“MeWa-Recycling Hivatalos Honlap” 2008; Spengler, Ploog, and Schröter 2003) manuális kategóriák 1 2 3 4 6 7 8 9 10

kapacitás (kg/óra) 490,91 156,60 85,23 133,33 133,33 70,42 490,91 490,91 490,91

félautomata

kapacitás (t/év) 2 262,11 721,61 392,76 614,40 614,40 324,48 2 262,11 2 262,11 2 262,11

kapacitás (t/óra) 8,10 20,00 20,00 20,00 20,00 20,00 8,10 8,10 8,10

kapacitás (t/év) 12 441,60 30 720,00 30 720,00 30 720,00 30 720,00 30 720,00 12 441,60 12 441,60 12 441,60

manuális előválogatás kapacitás (t/óra) 0,49

kapacitás (t/év) 2 262,11

0,49 0,49 0,49

2 262,11 2 262,11 2 262,11

Másik bontási lehetőség a láncos törő (2.2.1. fejezet). A készülékben megbontott HEEB-et aztán kézzel kell szétválogatni. A minimálisra csökkentett emberi erő alkalmazása szignifikánsan megnöveli a feldolgozási kapacitást (lásd 16. táblázat „félautomata‖ oszlop). A manuális bontásnál minden kategóriában a különböző munkaigény miatt különböző bontási idővel és ezért kategóriánként különböző bontási energiaigénnyel kell számolni. Az elektromos energia fogyasztás a bontóeszközök működéséből származik (lásd 17. táblázat). 17. táblázat: A manuális bontás input-output táblázata (elektromos vagy sűrített levegős eszközök, HEEB kategóriákra bontva) (APEX 2012; Desoutter 2012; Spengler, Ploog, and Schröter 2003) input áram elektromos áram (1, 2, 3, …, 10. kat)

manuális bontás mennyiség egység 0,041; 0,19; 1,44;0,55; 0,55; 1,31; 0,041; 0,041; kWh 0,041

sűrített levegő (1, 2, 3, …, 10. kat)

5,19; 25,03; 181,77; 70,00; 70,00; 165,68; 5,19; 5,19; 5,19

m3

HEEB (1-10 kat.)

1

tonna

output áram

mennyiség

egység

bontott HEEB

1

tonna

A fél-automatizált bontásnál a modell a nagy gépeket tömörítő kategóriákban (1, 8-10. kat.) 8,1 tonna / óra kapacitással számol, míg a 2-7 kategóriák esetében 20 tonna / órával. Minden esetben minimális porképződéssel (0,01 %-a az input anyagnak) és súrlódási hő keletkezésével is számolunk (10 %-a az input energiának).

87

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE 18. táblázat: A láncos törő input-output táblázata (MeWa 2007; MeWa 2008) láncos törő input áram elektromos áram 1; 8-10 kategória 2-7 kategória HEEB 1; 8-10 kategória 2-7 kategória

mennyiség

egység

39,51

kWh

16,00

kWh

1,00

tonna

1,00

tonna

output áram bontott HEEB 1; 8-10 kategória

mennyiség

egység

1,00

tonna

1,00

tonna

3,95

kWh

2-7 kategória

1,60

kWh

por 1; 8-10 kategória 2-7 kategória

0,10

kg

0,10

kg

2-7 kategória hőenergia 1; 8-10 kategória

4.2.2 Az aprítás leltára A modellben a következő háromféle aprítási eljárás működését vettem figyelembe, melyekkel durva és finomabb aprítékot lehet előállítani: 1. 2. 3.

a fent említett láncos törő (keresztáramú bontógép), ami durva aprítékot produkál egészben betáplált hulladékból (lásd 18. táblázat) a kalapácskorongos shredder, ami bontott hulladékot aprít finomabb szemcseméretűre a granulátor, ami már válogatott shreddelt hulladékot darál finomra, főként örvényáramú szeparátorok előtt.

Mindegyik gép energiafogyasztása a terheléstől függő tényező. A durvább őrlést végző eszközök energiafogyasztása a szakirodalom szerint 11-13 kWh/t HEEB és átlag 10 t/óra kapacitással bírnak. A granulátorok átlagos teherbírása 2 t/óra és az energiafogyasztásuk 35 kWh/t (Christopher Drechsel 2008; C. Drechsel 2006; Christopher Drechsel 2006; Eldan 2012). A durva aprítás a hulladék feltárását szolgálja a nagyobb alkatrészek könnyebb eltávolíthatóságának érdekében manuálisan és mágneses szeparátor segítségével. A kisebb teherbírású granulátorok a már elődarált hulladék jobb feltárását látják el, hogy a fémeket és műanyagokat egymástól el lehessen választani.

4.2.3 A mágneseses szeparáció leltára Mindkét technológiában a vasfém frakció leválasztására a szállítószalag fölé függesztett mágnes szeparátor gondoskodik. A permanens mágnesnek a hulladék áram felett legfeljebb 40 cm-es magasságban kell elhelyezkednie, és 70-95 %-os leválasztási arány mellett nagy tisztaságú vasfém terméket eredményez. Az elektromágnes már magasabbra is helyezhető (Goudsmit 2006). Alapvető különbség, hogy a permanens mágnes a szalag mozgatásán kívül nem igényel energiát, így áramfogyasztása 0,22 kWh/tonna aprított hulladék, míg a nagyobb hatásfokkal rendelkező elektromágnesnek – a mágneses erőtér előállítása miatt – 1 kWh/tonna aprított hulladék extra energiafogyasztása van (Goudsmit 2006; Steinert 2007b).

4.2.4 Az örvényáramú szeparátor leltára Az örvényáramú szeparátor a finomra darabolt (granulátor, lásd 2.2.4. fejezet) hulladékból választja el a nem ferromágneses fémeket (alumínium és réz), valamint a műanyagokat. A

88

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

mozgó alkatrészek, illetve a nem permanens mágnessel szerelt gépeknél az elektromágnesek működtetése elektromos áramot fogyaszt. Egy nagy teherbírású eszköz kapacitása 15 tonna/óra körül mozog, míg energiafogyasztása 0,6 kWh/tonna granulált hulladék (Eriez 2007a; Eriez 2007b; Eriez 2007c). A különböző nem-vas fémek valamelyest rontják a szeparálás hatékonyságát. Így alumínium-réz-műanyag elegy szétválasztásánál kevésbé tiszta fém- és műanyagfrakciókat kapunk, mintha csak egyetlen fajta fém lenne a keverékben. Vasfém jelenléte egyenesen gátolja az örvényáramú szeparációt. A frakciók várható összetételét az 19. táblázat szemlélteti. A mágneses leválasztás után durván 5 %-nyi vas-fém visszamarad a hulladékáramban. Az örvényáramú szeparáció után ennek 1-1%-a kerül a réz illetve alumínium frakciókba, nagyobb része a maradékban landol. Az alumínium 92%-a, míg a réz 85%-a kerül a „saját‖ frakciójába, különböző mértékben elszennyezve a többit. Az „inert‖ anyagok más-más arányban gyűlnek fel a különböző anyagcsoportokban (Huisman 2003; Lungu 2009; Zhang and Frossberg 1997). 19. táblázat: A komponensek megoszlása a leválasztás után a frakciókban

komponens alumínium réz vas-fém üveg műanyag egyéb

frakció (mágnes ill. örvényá.) vas-fém alumínium réz maradék 0,5% 92,0% 2,0% 5,5% 0,5% 3,0% 85,0% 11,5% 95,0% 1,0% 1,0% 3,0% 0,5% 0,5% 8,0% 91,0% 1,0% 0,5% 8,0% 90,5% 1,0% 1,0% 57,0% 41,0%

4.2.5 A kohósítás és pirolízis leltára A két termikus NyHL kezelés során a fő modellezett folyamat maga a termikus eljárás, a kohósítás illetve pirolízis, valamint az azt követő SX/EW 20 folyamat. A nemesfémek és egyéb „speciális‖ fémek finomítását a modell tovább nem részletezi. A kohósítás Az 56. ábra a kohósítás kvalitatív leltárát ábrázolja. A réz és NyHL inputból több folyamaton át állítja elő a rendszer termékeit (lásd 56. ábra jobb oldal). A folyamat szíve az IsaSmelt kohó, aminek terméke a háttérrendszerbe került, úgymint kénsavgyártás, ólom és egyéb fémek finomítása.

56. ábra: A NyHL kohósítás modellje

20 solvent extraction/electrowinning – technológia a fémek kioldására, az oldat tisztítása extrakcióval, majd a fém kinyerése elektrolízissel

89

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE Az IsaSmelt folyamatot 1992-ben fejlesztették ki a Mount Isa Mines Limited (MIM) és a Commonwealth Scientific and Industrial Research Organisation (CSIRO) kooperációjában. A 20-21. táblázat a vizsgált kohók anyag- és hőmérlegét mutatják, a 22. táblázat pedig a 11. kohó termékeinek teljes részletezett összetételét. A 21. táblázatban látható négy hőmérleg 98 t/h kalkopirit és 14 t/h ―revert‖ (alacsonyabb réztartalmú maradék) feldolgozására vonatkozik. A teljes előállított hőmennyiség körülbelül 91 MW, aminek 39 %-a a szénből származott és 50 %-a a hulladék gázzal távozott. 20. táblázat: Az IsaSmelt technológia anyagáramai a 4 vizsgált kohó esetében (kohószám az adott kohó sorszámát jelenti, több kohó közül) (Player 2000; Borgelt 2000; Philip et al. 2003) Kohószám Inputok [t/óra] száraz konc. szűrő konc. „revert” szilika szén víz nitrogén dús levegő oxigén olaj teljes Outputok [t/óra] szivacs salak hűtő/ESP por teljes véggáz teljes

90

4

5

9

11

átlag

normálva

55,65

98,24

44,09

79,37

25,84 10,23 2,02 3,07 8,34 27,62 45,23 22,96 0,00 200,96

0,00 14,01 3,20 4,18 9,12 25,64 60,11 27,85 0,00 242,36

41,53 14,90 1,43 3,21 9,58 28,48 37,83 24,39 0,00 205,43

0,00 9,83 2,72 3,63 10,38 28,29 27,03 24,25 0,00 185,49

86,18

7,04

12,24 2,34 3,52 9,36 27,51 42,55 24,86 208,56

1,00 0,19 0,29 0,76 2,25 3,48 2,03 0,00 17,04

41,20 40,84

51,11 50,01

45,64 45,94

42,36 40,22

45,08 44,25

3,68 3,61

0,39

0,10

1,80

1,22

0,88

0,07

117,46

131,97

102,11

104,95

114,12

9,32

199,91

233,18

195,48

188,76

204,33

16,69

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

21. táblázat: Az IsaSmelt technológia hőáramai a 4 vizsgált kohó esetében (kohószám az adott kohó sorszámát jelenti, több kohó közül) (Player 2000; Philip et al. 2003) Kohószám 4

5

9

11

átlag

44,53 25,16

52,80 34,25

45,64 26,33

45,54 29,72

47,13 28,87

Levegő (~46% oxigén)

0,91

0,73

1,98

0,72

1,09

FeO oxidáció

1,03

1,14

1,41

1,48

1,26

teljes Outputok [MW] szivacs salak

71,63

88,92

75,36

77,46

78,34

9,65 17,42

11,88 21,68

10,99 20,20

9,09 17,78

10,40 19,27

hulladék gáz

35,85

41,67

38,12

37,24

38,22

por karbonát vízgőz hő (keveredés) mész a hulladékhő mérlegben

0,02 4,24 5,45

0,00 4,79 6,12

0,008 3,87 6,29

0,006 3,54 6,99

0,0085 4,11 6,21

-2,24

-2,41

-2,51

-2,12

-2,32

0,12

0,12

0,12

0,12

0,12

hőveszteség

1,19

1,71

1,35

1,27

1,38

teljes Külső hő input

71,70

85,56

78,44

73,92

77,40

-0,07

3,36

-3,08

3,54

0,94

Inputok [MW] szulfidok szén

Az anyagösszetétel a 22. táblázatnak megfelelően alakul. 22. táblázat: Az input-outputok anyagösszetétele (Player 2000; Philip et al. 2003) [%] Cu Fe S SiO2 CaO Al2 O3 MgO Fe3 O4

konc. 27,45 26,75 26,95 9,55 0,6 0,8 1,15 0,25 C H N S O hamu

“revert” szilika 37,4 0,5 20,1 0,7 7,6 0,2 10,9 91,8 7,3 0,6 0,9 3,5 0,6 0,2 12,9 0,2 szén [%]

szivacs 59,3 15,3 21,8 0,2 0 0 0,05 2,4

salak 1 41,2 0,7 30,8 4,8 2,8 2,5 10,6

87,1 5 2 1,6 4,3 14,7

Az adatok alapján a modellbe épített IsaSmelt elven működő kohó bemenő és kimenő áramai a 23. táblázat szerint alakulnak:

91

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE 23. táblázat: A kohó modell I/O mérlege mennyiség

mértékegys.

INPUT érc NyHL

86,18 12,24

t t

szilika szén

2,34 3,53

t t

víz

9,36

t

nitorgén

27,51

t

levegő

42,55

t

oxigén

24,86

t

szivacs

45,08

t

salak

44,25

t

leválaszott por

0,88

t

véggáz

109

t

vízgőz

9,36

t

hőveszteség

1,38

MW

OUTPUT

Az átlagos gázáram 14 Nm3/másodperc. A gázáram 21 %-a kén-dioxid, ami teljes egészében a kénsavgyártás folyamatába kerül. Így a modellünk SO2 kibocsátása a következő képlet szerint alakul (57. ábra) (Borgelt 2000):

⁄

⁄

57. ábra: A keletkező kén-dioxid mennyiségének számítása

Az anyagmérleg alapján, a 20-21. táblázatokból számítva, a rendszerbe a koncentrátummal és reverttel együtt 24,21 tonna kén érkezik, amiből 10,14 tonna marad a szivacsban és a maradék 58 %-a kerül a gázfázisba. Ez 28,15 tonna kén-dioxidnak felel meg (14,08 tonna O2 szükséges hozzá). A szénből keletkező szén-dioxid a számítások alapján 11,27 tonna. A szén hidrogéntartalmából 1,58 tonna víznek kell keletkeznie. Figyelembe kell venni továbbá a véggázzal kikerülő hőmennyiséget, aminek 75-80%-a hasznosítható hőcserélők segítségével. Ez 30,5 MWh hőenergiát jelent. Ebben az esetben az IsaSmelt technológia közel 1 GJ/tonna input energiafelhasználással működik, viszont ez akár 0,3 GJ-ig is levihető, ami harmadannyi szén felhasználásával jár (Philip et al. 2003). A vízbe és levegőbe történő kibocsátásokat a 24-25. táblázat szemlélteti. Az átlagos évi vízfogyasztás 5,2∙106 m3 amihez összesen közel 5 tonna fémkibocsátás tartozott 2008-as adatok alapján (Grynberg and Leyen 2009). A modell 108 m3 szennyvíz keletkezésével számol 1 tonna NyHL-enként.

92

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

24. táblázat: Az Umicore (IsaSmelt technológia) cég átlagos kibocsátása vízbe (Kegels and Brusselaers; Brusselaers et al. 2005; Hagelüken 2006a)

anyag ólom réz cink lebegő szilárd anyag (SuspSolid) TN szulfátok

UMICORE

standard [mg/l] 1 3 5

[mg/l] 0,04 0,11 0,11

[g/t e-hull.] 8,32 22,88 22,88

35

8

1 664

125 3 000

46 1 589

9 568 330 512

Tonna réz outputonként a 25. táblázatban szereplő adatokat vettem figyelembe. 25. táblázat: A kohászat specifikus légszennyező kibocsátásai (Boliden 2008; Evrell 2011)

As Cd Cu Pb por Zn kén-dioxid

légszennyezők kibocsátása 1 0,5 6 18 208 33 14

g/t fém g/t fém g/t fém g/t fém g/t fém g/t fém kg/t fém

A pirolízis A pirolízis leltárát a laboratóriumi kísérletek és a szakirodalomból nyert tapasztalatok alapján építettem fel. A NyHL kezelését egy aprítási folyamat előzi meg, amit egy olyan késes darálóval végeznek, ami a 4.2.2-es fejezetben ismertetett granulátorokhoz hasonló. A maximum terhelhetősége 5 t/óra és 110 kW beépített teljesítmény mellett energiafogyasztása 22 kWh/tonna NyHL. A végtermék 2-5 cm átmérőjű apríték. A kísérleti reaktor méréséből nyert átlagos jellemzőket a pilot méretről a teljes méretre extrapoláltam az életciklus-elemzésben alkalmazott módszer alapján (Shibasaki 2009).

93

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

58. ábra: Mazzocchia és mtsai által közölt labor méretű NyHL pirolízis és a Pannon Egyetemen kivitelezett pilot mérető NyHL pirolízis termékeinek relatív összehasonlítása (Simon and Földényi 2007; Mazzocchia et al. 2003)

A 58. ábrán láthatóan a gramm és kilogramm mérettartományú pirolízis termékmegoszlása hasonló mintázatot mutat. A pilot méret esetében a gáz képződése kis mértékben fluktuál, és valamivel több szilárd maradék keletkezik. A modell a következő feltételezéseket veszi alapul: 1 tonna NyHL pirolízisekor 0,70 tonna szilárd termék, 0,2 tonna olaj és 0,05 tonna gáz keletkezésével lehet számolni. Az olaj in-situ debrómozásának érdekében további 1 kg nagysűrűségű polietilént adagolunk, így a 3,7 %-os brómtartalom 95 %-a a gázfázisba kerül (Andreas Hornung, Koch, and Seifert 2003; A. Hornung et al. 2003; Boerrigter, Oudhuis, and Tange 2000). A bróm NaOH oldattal reagáltatva kerül a gázfázisból NaBr formájában az oldatba. Ez tonna NyHL-enként 18 kg NaOH-ot igényel, és ezzel 46 kg NaBr keletkezik (Boerrigter 2001; Boerrigter, Oudhuis, and Tange 2000). Az ipari méretű reaktor földgázüzemű, 120 kg per tonna NyHL inputtal (Simon and Angyal 2008; Angyal 2009; Csukás et al. 2013). A keletkező pirolízis gáz energiatartalma a földgáz egy részének kiváltására szolgál, a fenolos olaj termékként kerül ki a rendszerből (lásd 59. ábra). A szilárd maradék réztartalmának feldolgozásához a modell az SX/EW eljárást alkalmazza.

59. ábra: A pirolízis modellje

94

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

A hidrometallurgia (SX/EW) A hidrometallurgia mindkét termikus kezelés esetében megtalálható részletes modellként. A technológia lényege, hogy réztartalmú nyersanyagból kénsavval a réztartalmat kioldják, majd a rézoldatot extrakciós úton szerves oldószerrel tisztítják. A tiszta rézoldatból a rezet aztán elektrolízissel választják le. A technológia l tonna réz termékre normálva 2000 és 2500 kWh elektromos áramot használ az oldószeres extrakció illetve az elektrolízis során. A kiindulási anyag réztartalmának szignifikáns hatása van a teljes energiaigényre. A kohászati és pirolízis termékek magas réztartalma ezért lényegesebben alacsonyabb energiaigényt feltételez. Esetünkben a modell 500 kWh illetve 2000 kWh elektromos áram igénnyel számol tonna réztermékenként (Ayres, Ayres, and Rade 2002; Fthenakis, Kim, and Wang 2007; IFEU 2007; Norgate and Rankin 2000). A szerves oldószer a réztartalom tisztításához a kerozin, 20 kg szükséges inputtal minden tonna Cu-tartalom inputra számolva, míg a reagens igény 15 kg tömény kénsav / tonna Cutartalom (Ayres, Ayres, and Rade 2002; IFEU 2007)

4.2.6 A Pyromaat eljárás A műanyagok kezelésére a pirolízisen alapuló Pyromaat eljárást modelleztem (lásd még 2.4.2.2 fejezet). A pirolízis során keletkező szintézisgázt NaOH oldattal mosták, kioldva az égésgátlók halogén komponenseit közel 100 %-os hatásfokkal (lásd 60. ábra).

60. ábra: A pyromaat reaktor 3D-os ábrája (Boerrigter 2001) A szilárd termék 40-50 %-a pernye, tehát szervetlen szén. Fémtartalomban kiemelkedik a réz, alumínium, kalcium, szilícium, vas, cink, majd ezt követik a forraszanyagok alkotói, mint az ón, antimon. Ipari alkalmazás esetén a gáz tisztítása sokkal effektívebben valósulhat meg, valamint a gázosító is nagyobb hatásfokon működhet, a méretnövekedés miatt nem lépne fel akkora hőveszteség. 4 t/óra-s terhelés mellett a 26. táblázatnak megfelelő üzemi jellemzőkkel számoltak.

95

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE 26. táblázat: Az ipari méretű műanyag pirolízis input-output táblázata (Boerrigter 2001) Mennyiségek és megjegyzés

Paraméter Betáplált alapanyag

[-]

HEEB műanyag

Átlagos bróm tartalom

[töm%]

3,7

Input áram

[t/ó]

Energia input

[MJ/ó]

Szilárd termék áram

[t/ó]

A szénáram energiája

[MJ/ó]

4 132 (Az input fűtőértéke: 33 MJ/kg) 0.7 (az input 18 töm%a) 29 (fűtőérték: ~40 MJ/kg)

Szintézisgáz termelés

[Nm3 /ó]

10

Szintézisgáz összetétel

[tf%]

CO (30); H2 (30); CO2 (25); N2 (15)

A szintézisgáz brómtartalma

[g/Nm3 ]

A szintézisgáz energiatartalma

[MJ/ó]

Bróm visszanyerés

[kg/ó]

14 (az input 5 töm%-a marad a szénben) 70 (a szintézisgáz fűtőétéke: 7.0 MJ/Nm3 ) 133 (95 töm% visszanyerés a mosóban)

A 4 tonna óránkénti műanyag áram mellé a reaktorrendszerbe 87 kg földgázt kell táplálni, hogy a reakciópartnerek az 50 °C-ról az 550 °C-ot elérjék. A reaktorba további 2 500 MJ-nyi vízgőzt táplálnak. A pirolízis gáz elgázosításához 900 kg földgázt és 4000 kg oxigént használnak fel. A debrómozáshoz 40 kg NaOH-ra van szükség. Ebből közel 700 kg szilárd termék (lásd 26. táblázat) keletkezik, 1,5 kg HBr távozik a légkörbe és 10000 normál m3 szintézisgáz mellett 100 kg NaBr áll rendelkezésre, ami alkalmas közvetlen ipari felhasználásra.

4.2.7 Egyéb folyamatok leltára A rendszer több külső folyamatot is tartalmaz. Ilyenek az -

elektromos-áram előállítása fémek újrahasznosítása (acél, alumínium, réz) a szállításhoz szükséges üzemanyag előállítása az égetés és lerakás.

Ezek leltárát a doktori tevékenységem során kivitelezett tanácsadói projektek anyagaiból illetve egyéb adatbázisokból állítottam össze. A magyar elektromos energia Az elektromosáram-termelés modellezése a termelő egységek input-output modelljeinek meghatározott „keverékéből‖ áll össze. A 61. ábra szemlélteti a jelen tanulmányban használt elektromos energia mixet, ami egy 2009-ben közreműködésemmel készült tanulmányból való (Őri, Simon, and Tamaska 2010).

96

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

61. ábra: Az energiahordozók megoszlása a magyar áramtermelésben (2008-as adatok alapján) Az erőművek modelljei „bölcsőtől a kapuig‖ szemléletben készültek, azaz minden inputoutput áramot tartalmaznak a tüzelőanyag bányászatától az elektromos áram hálózatba táplálásáig. Mindegyik erőműtípusnak megvan a maga specifikus emissziós modellje, ami a káros anyag kibocsátásokat tartalmazza (kg/termelt kWh elektromos-áram). Ezek a 61. ábrának megfelelő arányban részesülnek 1 kWh magyar áram előállításában. A 27. táblázat 1 kWh elektromos áram szénlábnyomáról informál (különböző rendszerhatárok alapján). 27. táblázat: A különböző elektromosáram-termelő eljárások szénlábnyoma irodalmi adatok alapján kg szén-dioxid ekvivalenciában kWh egységenként (Simon and Szita Tóthné 2012) kg CO2 ekv./ kWh szén/lignit

földgáz

atom

víz.

szél

PV

6,2%

1,3%

0,9%

2,4%

6,8%

el

stand. dev.

29,2%

max

2,2

0,76

0,084

0,045

0,1237

0,7

min

0,05

0,308

0,0018

0,001

0,005

0,0054

átlag

0,79152

0,40293

0,02218

0,01274

0,03054

0,09837

Fémek újrahasznosítása A HEEB-ben alumínium, acél, vas és réz fordul elő viszonylag nagy tisztaságban, illetve nagy tisztaságú frakcióként könnyen leválasztható formában. Az alumínium frakció egyéb alumínium hulladékokkal együtt kerül a feldolgozóhoz, ahol gyakran friss alumíniummal is keverik. Fő felhasznált alapanyagai a klór, NaOH, konyhasó és természetesen az alumínium hulladék. A modell a Chalmers Egyetem és a GEMIS adatai alapján készült (CPM 2012; Fritsche and Schmidt 2007) Az acél illetve vasfrakció újrahasznosítása elektromos kemencében történik, oxigén és koksz felhasználásával. Segédanyagként 1,075 tonna hulladék mellé 130 kg kokszot, 36 kg oxigént adagolnak, és elektromos árammal fűtik fel. Ennek energiaigénye durván 1500 MJ/tonna acéltermék. A folyamatban salak, por és szennyvíz hulladék keletkezik (Fritsche and Schmidt 2007; OekoInstitut 2012; CPM 2012). Körülbelül 1500 kg rézhulladék (réztartalomtól függően) szükséges 1 tonna réz kinyeréséhez. A tüzelőanyag-igény 9 GJ tonna réztermékenként és további 3,8 GJ-nyi elektromos áram igénnyel is számoltunk. A fő légszennyező kibocsátások a koksz égetéséből származnak, valamint indirekt módon az elektromos energia termeléséből (Fritsche and Schmidt 2007; OekoInstitut 2012). A modellben vizsgálat tárgyát képezik még a NyHL és réz-

97

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE frakció együtt-kohósitásának hatásai. A kutatási kérdés ebben az esetben az, hogy milyen különbségek adódhatnak, ha több hulladékáramot egyazon technológiába vezethetünk be, megspórolva ezzel az extra logisztikát egy másik technológia felé. Benzin és dízelgyártás A logisztikai rendszer transzport-folyamataihoz használt üzemanyag előállítása a 62. ábrának megfelelő folyamatokat tartalmazza. A finomító modellje az európai életciklus leltár (ELCD European Reference Life Cycle Database) adatbázisában található információt, míg a nyersolaj bányászata és szállítása a GEMIS adatbázist használja (Fritsche and Schmidt 2007; JRC 2012b). A felhasznált dízel és benzin esetében is a nyersolaj 100 %-ban az Orosz Föderáció területéről származik, és kőolaj-vezetéken jut el a magyar finomítóba. A finomítók többkomponensű termékéből a modell csak a benzinre és dízelre allokált emissziókat veszi figyelembe. (JRC 2012b).

62. ábra: Az üzemanyagok előállítása A hulladékégetés és -lerakás Települési hulladékégetőbe HEEB optimális esetben nem kerül. A jól szabályozott égetésnél a műanyag komponenseket üzemanyagként használva, a füstgázból halogének, a hamuból és porból pedig a fémek nyerhetők vissza. Modellünkben alapvetően a HEEB körülbelül 1,8 %-a kerül közvetlen a kommunális hulladékba a fogyasztók helytelen hulladékkezelésének következtében (Dimitrakakis et al. 2009). Ez főként a kisméretű eszközökre jellemző. Az égetőben a füstgáz minősége arányos az üzemanyag összetételével. Elsősorban a nehézfémek mobilizációja (lásd 28. táblázat), és a magas hőfokon keletkező dioxinok mennyisége fontos. A HEEB kommunális hulladéklerakóba is kerülhet. Az összegyűjtött és különböző üzemhibák következtében a talajba kerülő csurgalékvíz összetétele minden esetben a lerakótestben található hulladék összetételével korrelál (lásd 29. táblázat).

98

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

28. táblázat: Az égetés során a hulladék fémtartalmának mobilizációja a különböző kimenő áramokba (Hellweg 2000)

elem megoszlás az outputáramban (inputáramban) füstgázba levegőbe vízbe hamuba Hg 93,00% 0,42% 0,0011% 6,58% Cd 77,00% 0,05% 0,056% 22,89% As 29,00% 0,10% 0,0002% 70,90% Se 68,00% 0,20% 0,00% 31,80% Cr 8,00% 0,00% 0,0007% 92,00% Sb 36,00% 0,00% 0,00% 64,00% Cu 4,00% 0,00% 0,0001% 96,00% Pb 32,80% 0,199% 0,0011% 67,00% Zn 37,00% 0,20% 0,0007% 62,80% Sn 33,00% 0,20% 0,0037% 66,80% Ni 5,00% 0,00% 0,0074% 94,99% Mindkét esetben kapcsolt energiatermelés is történik. A hulladékégetőnél a termikus energia hasznosítása, a lerakó esetében a keletkező lerakógáz hasznosítása révén. 29. táblázat: A fémek hosszútávú mobilizációja a lerakótestből [193–195]

elem (inputáramban) Hg Cd As Cr Cu Pb Zn Cl Ni

megoszlás az outputáramban talajba levegőbe

vízbe

0,0004% 0,00% 0,0001% 0,00% 0,0001% 0,00% 0,0001% 0,00% 0,0002% 0,00% 0,0001% 0,00% 0,00% 0,00% 0,2933% 0,1035% 0,0002% 0,00%

0,0071% 0,0026% 0,0022% 0,0019% 0,0045% 0,0016% 0,0006% 1,4373% 0,004%

4.2.8 Az alkalmazott költségadatok A modell környezeti LCC elemzése a felhasznált alapanyag-árakat, munkaköltséget, valamint az előállított másodlagos nyersanyagok piaci árát alkalmazza. Az adatok 2012 év végi és 2013 év eleji információkra alapozottak, a következő forrásokból származnak a modell alrendszer szerinti megoszlásban: Reverz-logisztika A visszagyűjtés során a szállítóeszközök üzemanyag-használati költségei a Nemzeti Adó és Vámhivatal elszámolási adataira alapozottak. A dízel ára 432 Forint/liter (490,91 Ft/kg), míg a benzin 416 Forint/liter (547,37 Ft/kg) (NAV 2013). A teljes bérköltséget a 2012-es bér kalkulátorral számoltam ki. Ez 108 000 Forintos havi bruttó bér esetén 155 301 Forintos havi kiadást jelent (893 Forintos órabér = 1 eó) szabadságolásokat is beleszámítva (Matisz 2012; RSM_DTM 2013). Ez a modellben egy egység munkabért jelent, ami az adott folyamat kapacitásának megfelelően lett lebontva. A

99

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE modell a bérköltséget az egyes folyamatokhoz szükséges emberi erőforrás egységek (emberi munkaóra: eó) alapján számítja (1 egység 1 ember 1 órai munkájának felel meg). Ez a következőképpen alakul: Házhoz menő visszagyűjtés napi 8 út és 0,5 tonnás teher utanként: 4 tonna / nap begyűjtés (3,5 t kisteherautóval) esetén 4 eó / tonna HEEB. A kereskedő begyűjtése napi 8 út és 0,08 tonnás teher utanként: 0,64 tonna / nap (mini busszal) 25 eó / tonna HEEB. Elszállítás a gyűtőpontokról, napi 2 fuvar, 2 tonna összes teher: 4 tonna / nap esetén 4 eó / tonna HEEB. Elszállítás a kereskedőtől a feldolgozóhoz napi egy fuvar és 7 tonna összes teher: 7 tonna / nap esetén 2,285 eó / tonna HEEB. Elszállítás a hulladékudvarból napi egy fuvar és 26 tonna összes teher: 26 tonna / nap esetén 1,625 eó / tonna HEEB. Manuális előkezelés A hulladék feldolgozásánál elektromos energia formájában újabb költségáram lép a rendszerbe. A piacon jelenlévő összetett szolgáltatói és árrendszer és a technológiák lehetséges elhelyezkedésének nagy variációs lehetőségei miatt az áram árában bekövetkezhető nagy fluktuáció és a modell egyszerűsítésének érdekében átlagos 37,5 Forint / kWh áram árat feltételeztem minden magyarországi fogyasztó esetében, az Energiahivatal adatai alapján (MEH 2013). Emberi erőforrás inputok a következőképpen alakulnak: A manuális bontás maximális kapacitása a hulladék minőségének 0,5 tonna / óra. A szétszerelés munkaóra igénye 2,0 eó / tonna HEEB.

függvényében

A HEEB shredderbe táplálása 0,05 eó / tonna HEEB (0,5 munkanap), a mágnes szeparátor és örvényáramú szeparátor valamint a kábelfeldolgozás működtetése 0,2 eó / tonna HEEB munkaerőt igényel. Félautomata előkezelés Az elektromos energia költségeire az előző bekezdésben leírt feltételezések érvényesek. A HEEB bontóba táplálása 0,05 eó / tonna HEEB munkaerő igényű, míg a bontott alkatrészek futószalagon történő szétválogatása 1 eó / tonna HEEB munkaerő inputtal bír. Újrahasznosítás Az újrahasznosítási technológiák során felhasznált anyagok költségeiről és a termelt másodlagos nyersanyagok árairól a 30. táblázat informál. A pirolízis ‘EEEgy‘ igénye 1 eó / tonna NyHL, míg ugyanez az input a kohósítás esetén 0,5 eó / tonna NyHL.

100

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

30. táblázat: Az alkalmazott költség és érték adatok (* HEEB átvétel 0-30 HUF/kg – kategóriánként változó – illetve 70 HUF/kg PC) Energiahordozók anyag

ár/érték

mértékegység

std. szórás

forrás

Földgáz

84

HUF/m3

5%

(MEH 2013)

Földgáz v.piac

0,14

US$/m3

5%

(EEP 2013)

koksz (BE)

166,61

US$/ton

7%

koksz (SK)

183,25

US$/ton

7%

H2SO4

0,054

US$/kg

25%

NaOH

0,455

US$/kg

1%

elektromos áram (BE)

0,099

€/kWh

-

(Steelonthenet 2013)

(Fertecon 2013; ICIS 2012)

(EEP 2013) elektromos áram (HU)

0,096

€/kWh

-

Fémek és Egyebek Ag

1230

US$/kg

35%

Au

60000

US$/kg

25%

Bi

22

US$/kg

-

Mn

3,0

US$/kg

23%

Ni

16,8

US$/kg

40%

Cu

7,8

US$/kg

31%

Pb

2,2

US$/kg

33%

Pd

22200

US$/kg

42%

Sn

20

US$/kg

27%

Sr

7

US$/kg

-

Zn

2,1

US$/kg

62%

NaBr

2

US$/kg

32%

(alibaba 2013)

acél (BOF)

0,67

US$/kg

3%

(Steelonthenet 2013)

acél és vas

0,43

US$/kg

3%

2

US$/kg

9%

17,6

US$/kg

10%

(Resource-Recycling 2013)

müanyag (HEEB mix)

0,7

EUR/kg

25%

(Bage 2013)

réz (shreddelt)

5,6

US$/kg

10%

(Greengate 2013)

aluminium (MLC)

1,8

US$/kg

5%

(Metalprices 2013)

HEEB (bontatlan) *

20

HUF/kg

80%

(Fe-Group 2013)

alumínium (másodlagos) NyHL mixed

(Infomine 2012; LME 2012)

(Metalprices 2013)

101

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

4.3 Környezeti Hatáselemzés és Költség Analízis (LCIA és LCCA) Segíthet-e a módszertan a meglévő gazdálkodási megállapításában, a teljesítmény-javítás érdekében?

rendszerek

gyenge

pontjainak

A válogatott hatásindikátorok segítségével a felépített eljárás-technológiai lánc minden eleme a legmesszemenőbb részletekig kielemezhető különböző szempontok szerint. A következő fejezet a 2008-ban begyűjtött HEEB-ek feldolgozásának környezeti hatásait elemzi. A hulladék és hulladékkomponensek tömegáramának megoszlása a konkurráló technológiák között 1:1-hez. A versengő technológiák a következők: -

manuális- vs. félautomata előkezelés a HEEB komponenseire bontásához pirolízis vs. kohósítás a NyHL kezeléséhez pyromaat vs. műanyagégetés a műanyag komponensek kezeléséhez.

A hatáselemzés eredményeképpen fény derül a technológiai lánc gyenge pontjaira, melyek környezeti teljesítménye alacsonyabb a többi technológiai lépéshez képest. A hatások anyagáramra történő visszavezetésével lehetőség nyílik a probléma forrásának pontos megnevezésére. A részfolyamatok funkcionális egységre (1 tonna HEEB) bontott környezeti hatásait a 31. táblázat, míg környezeti LCC eredményeit a 32. táblázat tartalmazza.

31. táblázat: 2008-ban begyűjtött HEEB kezelésének környezeti hatásai különböző hatásindikátorokkal meghatározva, a versengő technológiák azonos arányban való súlyozása esetén reverz logisztika savasodási potenciál

[kg SO 2 ekvivalencia]

globális felmelegedési [kg C O 2 potenciál ekvivalencia] eutrofizációs potenciál humán toxicitási potenciál szmogképződési potenciál nyersanyagforrások kiemrülése ózonréteg károsító potenciál szárazföldi toxicitási potenciál összesített energiaszükséglet

102

[kg foszfát ekvivalencia]

11,8E+3 3,9E+6 1,8E+3

manuális autom. előkezelés előkezelés 2,7E+3

2,5E+3

pirolízis (NyHL)

kohósítás (NyHL)

pyromaat (m. anyag)

műanyag égetés

Cu újarah.

Al - újarah. Fe - újarah.

1,7E+3

62,6E+3

10,8E+3

21,6E+3

4,3E+3

431,7E+0

31,1E+3

6,7E+6

14,9E+6

14,2E+6

3,4E+6

326,7E+3

11,6E+6

236,7E+3 223,0E+3 303,5E+3 64,7E+0

61,0E+0

66,2E+0

5,3E+3

513,5E+0

2,3E+3

1,9E+3

56,8E+0

5,6E+3

[kg DC B 354,0E+3 25,0E+3 ekvivalencia]

27,3E+3

87,2E+3

450,4E+3

96,4E+3

948,6E+3

25,4E+3

8,7E+3

749,8E+3

767,8E+0

332,5E+0

148,3E+0

360,7E+0

12,6E+0

262,8E+0

153,5E+3

1,5E+6

141,7E+3

20,8E+3

7,2E+3

132,8E+3

132,4E-3

201,5E-3

98,1E-3

73,6E-6

52,1E-6

957,5E-6

1,1E+3

2,5E+3

3,9E+3

608,0E+0

15,8E+0

167,4E+3

277,1E+6

3,0E+9

297,2E+6

47,2E+6

16,4E+6

300,9E+6

[kg etilén 495,3E+0 12,3E+0 11,6E+0 17,6E+0 ekvivalencia] [kg Sb 1,1E+6 41,3E+3 39,0E+3 64,0E+3 ekvivalencia] [kg C FC (11) 9,0E-3 68,7E-3 64,7E-3 38,1E-3 ekvivalencia] [kg DC B 2,6E+3 825,6E+0 777,8E+0 546,1E+0 ekvivalencia] [MJ 2,4E+9 80,6E+6 75,9E+6 129,4E+6 ekvivalencia]

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

63. ábra: 2008-ban begyűjtött HEEB kezelésének környezeti hatásai különböző hatásindikátorokkal meghatározva, relatív értékekben, a versengő technológiák azonos arányban való súlyozása esetén Kiemelkedő savasodási potenciállal a kohósítás rendelkezik a relatív magas kén-dioxid kibocsátás miatt. Ez a vegyület felelős a savasodási hatások 50 %-áért, míg a maradék a nitrogén-oxidok kibocsátásából származik. A műanyagégetés és a vas komponensek újrahasznosításánál is a SO2 és NOx vegyületek játszanak meghatározó szerepet. A szén-dioxid ekvivalens hatások esetében a kohósítás a műanyag-kezelési technológiák mögé szorul. Azonos mennyiségű plasztik hulladék kezelése a pyromaat eljárásnál magasabb GWP-vel jár. Magas értékek tapasztalhatók még az acél újrahasznosításnál, a NyHL kohósításnál és a logisztikai folyamatoknál. Ez szinte minden esetben 95 %-ban a CO2 kibocsátásra vezethető vissza, és csak kisebb mértékben járulnak hozzá egyéb szennyező anyagok mint a metán, nitrogén-oxidok vagy a dinitrogén-monoxid. Az eutrofizációs potenciálhoz nagymértékben járul hozzá az acél újrahasznosítás, valamint a NyHL kohósítása, kisebb mértékben a műanyag égetése, réz újrahasznosítása és a logisztika. Az emittált nitrogén tartalmú szervetlen komponenseknek van itt meghatározó szerepük. A humán toxicitási potenciált meghatározó komponens alapvetően az aromás termékek légkörbe jutása a NyHL pirolízisnél. Igaz, ez minimális mennyiség, de elegendő ahhoz, hogy ennek a technológiának a HTP-jét szignifikáns mértékben megemelje, de még így is a kohósítás alatt marad. A reverz logisztika esetében a NOx kibocsátás, a műanyag égetésénél pedig a dioxinok kibocsátása okozza a humán toxicitási hatást. Az oxidáló szmog képződésében az ózonnak és a szerves gyököknek van kulcsszerepük. Ezért a reverz logisztika, a NyHL kohósítás, a pyromaat, az égetés és a réz valamint a vas újrahasznosítása emelkedik ki a többi technológia közül. A nyersanyagforrások kimerülése információt szolgáltat a technológiák nyersanyagfelhasználási intenzitásáról. A 63. ábra jól szemlélteti, hogy a reverz logisztika és a műanyagok pirolízise (pyromaat, ld. 4.2.6 fejezet) sok nyersanyagot emészt fel. Az ózonréteg károsításában a klórozott-fluorozott szénhidrogéneknek van nagy szerepük. A modellben ez a hatás szorosan összefügg az elektromos áram termelésével, illetve azokkal a folyamatokkal, melyek nagy mennyiségű elektromos áramot fogyasztanak. A szárazföldi ökotoxicitás tekintetében az egyetlen figyelemre méltó technológia az acél újrahasznosítása. Itt a technológia viszonylag magas higany légköri kibocsátása mellett a jelentős mennyiségű feldolgozott hulladék is hatással van. Az összesített energiaszükséglet nagy részben korrelál a nyersanyagforrások kimerülésének eredményeivel. A reverz logisztikában és a műanyagok pirolíziséhez is a többi folyamathoz 103

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE képest több fosszilis üzemanyagot kell felhasználni, illetve a feldolgozott mennyiségek is szignifikánsan nagyobbak. 32. táblázat: 2008-as magyarországi HEEB mennyiség újrahasznosításának LCC eredményei a versengő technológiák azonos arányban való súlyozása esetén HUF

reverz logisztika

alap folyamat

man. előkezelés

auto. előkezelés

pirolízis (NyHL)

kohósítás (NyHL)

4,76E+7

2,26E+7

3,40E+5

2,95E+3

műanyag égetés

pyromaat (m. anyag)

Cu - újrah. Al - újrah. Fe - újrah.

szállítás bér

2,93E+9

3,89E+5

1,70E+5

4,93E+6

4,93E+6

szállítás üa.

5,53E+8

1,25E+6

3,20E+6

3,17E+7

1,06E+7

4,82E+5

3,41E+5

6,27E+6

segédanyagok input ktg. elektromos áram Cu

3,49E+9

1,39E+7

1,31E+7

1,39E+7

9,62E+6

5,84E+6

1,72E+7

4,91E+6

3,48E+6

6,38E+7

6,15E+7

3,57E+7

1,59E+7

1,30E+7

4,25E+7

3,27E+7

5,39E+6

3,82E+6

7,01E+7

2,30E+8

2,20E+8

1,37E+8

1,34E+8

2,35E+6

2,36E+6

Sb

4,33E+5

4,38E+5

Au

4,23E+9

4,26E+9

Ni

8,89E+6

8,96E+6

Pd

2,08E+8

2,09E+8

Ag

1,30E+8

1,31E+8

NaBr

7,51E+6

Sn

2,73E+7

2,75E+7

Zn

1,87E+6

1,97E+6

Pb

2,80E+9

acél/vas

3,29E+9

5,24E+7

Al

4,46E+8

H2SO4

1,32E+7

output haszon

0,00E+0

0,00E+0

0,00E+0

4,75E+9

4,79E+9

2,30E+8

2,73E+8

2,80E+9

4,46E+8

3,29E+9

Mérleg

-3,49E+9

-6,15E+7

-3,57E+7

4,73E+9

4,77E+9

1,88E+8

2,40E+8

2,79E+9

4,42E+8

3,22E+9

teljes mérleg 1,28E+10

Költségek szempontjából a két előkezelési technológia között kétszeres különbség van. Az eltérés a manuális előkezelés során alkalmazott nagyobb emberi erőből fakad. A NyHL pirolízise és kohósítása közötti különbségek is a szükséges emberi munkaórákbeli különbségekre vezethetők vissza, mivel a pirolízis a kohósításhoz képest egy nagyságrenddel kisebb volumenben dolgozik, a fajlagos munkaerőigény így ennek megfelelően magasabb. A műanyagégetés költségei nagyobbak a pyromaat technológiáénál, és az előállított termékek értéke is alacsonyabb (kapcsoltan termelt elektromos áram). A haszon oldalon természetesen a másodlagos nyersanyagokat termelő technológiáknál láthatunk pozitív eredményeket. A termékek értéke a pirolízises NyHL kezelésnél elenyészően ugyan, de kisebbek, mint a kohósításnál. A modell szerint így is 1-2 %-os teljes mérlegbeli különbséggel számolhatunk (lásd 32. táblázat). A műanyagkezelések költségmérlege a pyromaat oldalára húzzák a mérleg nyelvét, míg a maradék fémkomponensek feldolgozásából várható haszon a réz esetében kiemelkedő eredményeket mutat, tekintettel a HEEB-ben található réz- és vastartalom arányaira. A figyelembe vett költségek és termékek értékeinek teljes mérlege figyelemreméltó többletet mutat a 2008-ban begyűjtött HEEB mennyiség LCC-jénél.

104

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE

33. táblázat: A környezeti hatáselemzés és LCC összefoglalása (* a negatív hatások mértékét szimbolizálja? * = kis környezeti hatás, ill. pozitív hatás a költségekre; ***** = erősen negatív hatás, ill. negatív hatás a költségekre)

reverz logisztika manuális előkezelés autom. előkezelés pirolízis (NyHL) kohósítás (NyHL) pyromaat (m. anyag) műanyag égetés

savasodási potenciál

globális felmelegedési potenciál

eutrofizációs potenciál

humán toxicitási potenciál

szmogképződési potenciál

nyersanyagforrások kiemrülése

ózonréteg károsító potenciál

szárazföldi toxicitási potenciál

összesített energiaszükséglet

**

**

**

*

****

*

*

*

*

*

*****

*

*

*****

*****

*

**

*

*

*****

*

*

*

*

*

*

*

*****

*

*

**

*

*

*****

*

*

*

*

*

****

**

***

*

**

***

*

***

*

*

*

LC C

*

***

*

*

**

*****

****

*

*****

*

**

***

**

**

**

**

***

*

**

**

C u - újarah.

**

**

***

*

***

*

*

*

*

*

Al - újarah.

*

*

*

*

*

*

**

*

*

*

Fe - újarah.

***

***

***

**

**

*

*

*****

**

**

A 33. összefoglaló táblázatból kitűnik, hogy a reverz logisztika gyenge pontja a nyersanyagforrások felhasználása (üzemanyag formájában), valamint a költségek; az előkezeléseknél viszont különösen jelentős környezeti hatást nem találunk. A modell ezt a három folyamatot csak költség oldalról értékeli, hiszen a teljes kutatás célja egy átfogó elemzés, amiben ezek a folyamatok a technológiai lánc közepén helyezkednek el. A pirolízis esetében csak egy kiemelkedő környezeti hatást tapasztalhatunk. A humán toxicitás lényegesen nagyobb, mint a kohósításnál. A kohósítás ugyanakkor szinte minden környezeti hatásban jelen van, kisebb-nagyobb mértékben. Hasonlóan „homogén‖ a környezeti hatások eloszlása a vizsgált indikátoroknál a műanyagégetés esetén is. Az ezzel konkurráló pyromaat technológia viszont a nyersanyagforrások felhasználásában, az ózonréteg károsító hatásban és globális felmelegedési hatásban emelkedik ki, míg a többi indikátor értéke elenyésző ezekhez képest. Költségmérleg szempontjából viszont valamelyest jobban teljesít, mint a műanyag égetése. 2008-ban közel 128 ezer tonna elektronikai eszközt értékesítettek. A közvetlen lerakóba kerülő hányad feltételezhetően teljes része a 3-7. kategóriába sorolható, mivel itt találhatók a kisebb eszközök, melyek megfelelő elhelyezése a jelenleg gyakorlatban lévő reverz-logisztikai módszerekkel nehézkes. Ezek összesen több mint 40 ezer tonnát tesznek ki a teljes értékesített mennyiségből. Ha a hulladék eszköz 1,8 %-a lerakóra kerül, akkor a 64. ábrán látható humán toxicitási potenciállal kell számolni. Ezek az eredmények csak a csurgalékvizzel kikerülő nehézfémek hatásait veszik figyelembe.

64. ábra: A 2008-ban forgalomba hozott, 3-7 kategóriába tartozó, elektronikai eszközök HTP-ja a kommunális lerakóra kerülve

105

HEEB KEZELÉSI ELJÁRÁSOK ÉLETCIKLUS-ELEMZÉSE A hatáselemzés egyes elemei hasonlóságot mutatnak a szakirodalom (R. Hischier, Wäger, and Gauglhofer 2005; Wäger, Hischier, and Eugster 2011) eredményeivel, más elemei pedig lényeges eltérést. A teljes összehasonlítás sajnos nem lehetséges a teljesen eltérő rendszerhatárok és rendszerelemek miatt. Míg én alternatív technológiákat is használtam, a fent említett tanulmányok csak a hagyományos technológiákat vizsgálják, speciálisan svájci környezetben. A fémek kiemelkedő szerepe a környezeti hatásokban mindkét tanulmányban megtalálható, valamint az előkezelés minimális hatása is egyezik saját eredményeimmel. Feltűnő viszont a reverz-logisztika elhanyagolható részesedése a teljes hatásokban, ellentétben saját eredményeimmel, ahol szinte minden hatáskategóriában értékelhető mértékben jelen van a reverz-logisztika.

106

INTERPRETÁCIÓ

5 Interpretáció 5.1 A modell bizonytalansági tényezői A kísérletek és a gázanalitika során különböző forrásokból származó bizonytalansági tényezőkkel kell számolni, ahogy azt már az adott fejezetekben megemlítettem. Egyik igen fontos ilyen tényező a pirolízis gáz energiatartalma. - Ez a mérések alapján (lásd még 3.5.1) 5 és 15 MJ/kg érték között változik. Két érzékenységi analízist végeztem el. A 34. táblázat a pirolízis LCA modell földgáz inputjára adott választ mutatja, míg a 35. táblázat a modell pirolízis gáz fűtőértékére adott érzékenységet. 34. táblázat: Két variáns (pirolízis gáz fűtőértéke, földgáz input) változtatásának hatása két végeredményre pirolízis gáz, fűtőérték

földgáz

ReCiPe (végpont indikátor)

globális felmelegedési potenciál [kg CO2 ekvivalencia]

MJ/kg

kg input

[ökopont]

11

120

42,8

807,9

11

130

44,3

841,2

11

140

45,9

874,4

11

150

47,5

907,7

11

160

49,1

941,0

33%

15%

16%

változás

A 34. táblázatból látható, hogy a földgáz input nagyarányú változását (33 %) egy szintén relatíve nagyarányú változás követi az eredményekben (15-16 %). Ezzel szemben a 35. táblázatban a pirolízis gáz fűtőértékének változtatása (36 %) a végeredményekben elenyésző változást okozott. A mérési eredményekből a pirolízis gáz fűtőértékére számított 0,5-2,6 %-os szórás tehát elhanyagolható hatással van az eredményekre, ami inkább a földgáz input által determinált. 35. táblázat: Két variáns (pirolízis gáz fűtőértéke, földgáz input) változtatásának hatása két végeredményre pirolízis gáz, fűtőérték

változás

földgáz

ReCiPe (végpont indikátor)

globális felmelegedési potenciál [kg CO2 ekvivalencia]

MJ/kg

kg input

[ökopont]

11

120

42,8

807,9

12

120

42,7

807,6

13

120

42,7

807,2

14

120

42,7

806,9

15

120

42,7

806,6

-0,2%

-0,2%

36%

107

INTERPRETÁCIÓ Egy további érzékenységi analízist is elvégeztem, ahol nem a pirolízis gáz minőségét, hanem mennyiségét változtattam és hasonlítottam a kohósítás véggázának azonos mértékű szórásához (lásd 36. táblázat). A 8 %-os szórás a teljes rendszerre vetítve nem mutatott ki hatást, míg az adott technológiára vetítve is elhanyagolható. 36. táblázat: A pirolízis gáz és a kohó véggáz mennyiség 8%-os szórásának hatása a teljes rendszer, a pirolízis és a kohósítás eredményeire

ReCiPe végpont (H,A) teljes rendszer ReCiPe végpont (H,A) savasodási potenciál globális felmelegedési potenciál eutrofizációs potenciál humán toxicitási potenciál szmog képződési potenciál nyersanyagforrás ok kimerülése ózonréteg károsító potenciál ökotoxicitási potenciál összesített energiaszükséglet

pirolízis

kohósítás

0,00%

-

-

0,00%

-

-

0,07%

-0,04%

-0,07%

0,04%

0,06%

-0,24%

-0,06%

0,24%

0,07%

0,00%

-0,07%

0,00%

0,11%

-0,14%

-0,11%

0,14%

0,01%

-0,09%

-0,01%

0,09%

0,15%

-0,25%

-0,15%

0,25%

1,10%

0,00%

-1,10%

0,00%

0,00%

0,00%

0,00%

0,00%

0,11%

0,00%

-0,11%

0,00%

1,10%

0,00%

-1,10%

0,00%

A Monte-Carlo analízis nagyszámú véletlen eredményt generál, melyek eloszlása a 65. ábrán látható a ReCiPe (H) végpont indikátorra vetítve. Jelen esetben a párhuzamos szimulációk számát 500-ra vettem. Az alap forgatókönyv eredménye 2,8*106 ökopont volt, míg a szimulációk középértéke 2,81*106 ökopont. A standardszórás 14,7 %. Az eredmények összetartást mutatnak, bár 10 % alatti eredmény egy jóval robosztusabb modell képét mutatná.

108

INTERPRETÁCIÓ

65. ábra: Az eredmények eloszlása 500 véletlen eredményt generáló Monte-Carlo szimuláció során

5.2 A pirolízis alkalmazhatósága a NyHL kezelésében A műanyag hulladékok kezelésére legelterjedtebb technológia a hulladékégetés, mivel itt a különböző hulladéktípusok együttégetése viszonylag egyszerűen megoldható. Ugyanakkor a nyersanyagárak emelkedésével és a természetes környezetre gyakorolt emberi hatás csökkentésének érdekében egyre inkább terjed a „life cycle thinking‖, vagyis az életciklusban való gondolkodás, melynek egyik alappillére a zárt termelési lánc kialakítása, azaz a hulladék visszavezetése a termelésbe. 2000. és 2013. között egyre több műanyag-pirolízissel foglakozó cikket találhatunk. Termogravimetriás kísérletek bizonyítják, hogy a műanyagok bomlása már viszonylag alacsony hőmérsékleten lejátszódik, és 450 °C-on megkezdődik a termodinamikailag stabilabb termékek keletkezése (Moltó et al. 2009; Bhaskar et al. 2007; Jakab et al. 2003). A felfűtés intenzitásával a gázképződés sebessége is növekszik, amit a gázképződési görbék igazolnak. Az intenzitás növelése ugyanakkor nem jár együtt a gáz, vagy olajtermék mennyiségének változásával, ahogy azt a pirolízis kísérletünk is bizonyítja (ld. 3.4.1-3.4.2 fejezet). A tiszta műanyagok pirolízisekor a szilárd maradék mennyisége a legkisebb, inkább a gáz és folyékony halmazállapotú termékek keletkezésére kell számítani (Simon and Angyal 2008; Angyal 2009; N. Miskolczi, Bartha, and Angyal 2009; Norbert Miskolczi, Bartha, and Angyal 2006). A hőre nem bomló anyagok megnövelik a szilárd termék mennyiségét (Pasel and Wanzl 2003). Laboratóriumi méretű kísérletek során a NyHL-ekkel elvégzett pirolízisek termékeinek halmazállapot szerinti megoszlása rendre kb. 65-70 % szilárd maradék, 20-25% folyadék és 5-10 % gáz (Long et al. 2010; Quan et al. 2010; Quan, Li, and Gao 2010; Mazzocchia et al. 2003; Zhou and Qiu 2010). A laboratóriumi kísérletek gyakorta 500 °C feletti, különböző típusú (fluid ágyas, fixált ágyas, vákuum, stb.) pirolízist alkalmaztak annak ellenére, hogy termogravimetriás kísérletek bizonyítják a polimerek 280-480 °C tartományban történő bomlását. A tartózkodási idő növekedése elenyésző hatással van a képződő gáz mennyiségére, inkább az olaj mennyisége növekszik a reaktorban eltöltött idővel. Ez a szilárd-folyadék átalakulás dominanciájára utal a folyadék-gáz átalakulással szemben. Az olaj mennyisége szignifikánsan nő a tartózkodási idővel. Körülbelül egy óra alatt 450 °C-on a teljes bomlási folyamat lejátszódott. A gáztermék minőségileg CO2-ot, CO-ot, CH4-t és H2-t, valamint nyomokban egyéb szénhidrogéneket tartalmaz. A NyHL brómozott égésgátló tartalma miatt a bróm is megjelenik a gázfrakcióban és az olajban egyaránt. GC-MS mérések esetünkben is kimutatták brómozott szénhidrogén jelenlétét az olajban, valamint HBr-ot az olaj vizes fázisában. Az olaj magas brómtartalma a szakirodalmi adatok alapján az egyszerű brómozott

109

INTERPRETÁCIÓ műanyagok esetében fordult elő (Bhaskar et al. 2007; Jakab et al. 2003; Hall and Williams 2006). Az olaj brómtartalmának csökkentésére több katalitikus eljárás is létezik (Bhaskar, Matsui, et al. 2003; Pasel and Wanzl 2003; Hall and Williams 2006). Az irodalomban ismertetett kutatási eredmények szerint viszont a NyHL-ek pirolízisének olaj- és gázvizsgálatában a Br-tartalom inkább a gázfázisban dominál (Mazzocchia et al. 2003; Chien et al. 2000). Magas hidrogén tartalmú polimerek ko-pirolízisével az olajban található maradék bróm is a gázfázisba hajtható (Andreas Hornung, Koch, and Seifert 2003; A. Hornung et al. 2003). A hőmérséklet növelésével a véggáz relatív CO és CO2 tartalma csökken, míg metán és hidrogén tartalma növekszik. 450 °C-os hőmérsékleten sikerül elérni egy közel 20-25 V/V %os CO2, 20-25 V/V %-os CH4 és 45-50 V/V %-os H2 tartalmat. Félüzemi méretű fixált ágyas pirolízis kísérletünk alapján kijelenthető, hogy 450 °C-nál magasabb hőmérsékletre nincs szükség a NyHL polimer tartalmának degradálásához. A további energia-befektetést a lassabb folyadék-gáz átalakulás emésztené fel. Ezt az utat abban az esetben érdemes választani, ha célunk a gáztermék. A NyHL pirolitikus kezelésénél létezik egy olyan egzaktul megadható kezelési hőmérséklet és/vagy reakció idő, melynél a NyHL műanyagtartalma közel 100 %-ban elbomlik. A pirolitikus kísérletek alapos vizsgálatával megállapítottam, hogy a 450 °C-os hőmérsékelt-tartományban 1 órás tartózkodási idő után a NyHL teljes műanyagfrakciója elbomlik. Magasabb hőmérsékleten és hosszabb tartózkodási idő esetén az olaj-gáz konverzió szerepe erősödik fel.

5.3 A laboratóriumi adatok beillesztése a HEEB feldolgozás modelljébe A laboratóriumi, félüzemi és üzemi pirolízis leltárai között alapvető különbség a hatásfokban mutatkozott meg. A laboratóriumi méret 160 g, a félüzemi 1 kg, míg az üzemi méret 1 tonna NyHL-t kezelt egyszerre. A labor pirolizátor 2,5 kW-os kisméretű kemencével dolgozott, körülbelül 0,6 kWh elektromos áram fogyasztással, 160 g input mintára vonatkoztatva (Quan, Li, and Gao 2010). Az általam kivitelezett félüzemi méretű pirolízis 1 kg-os tartományban dolgozott és 1,2 kWh elektromos áramot fogyasztott átlagosan. Ez lényeges energiahatékonyságbeli különbség. Az elméletileg előállított üzemi méretű reaktor pedig földgázzal üzemelt (lásd még 4.2.5-ös fejezet). A 66. ábra jól mutatja a hatásfok különbségből adódó eltéréseket. A félüzemi kísérlet minden esetben a labor méret eredményeinek a 3,5 %-át adta, mivel csak a felhasznált energia mennyiségében volt különbség, míg az üzeminél látható némi eltérés ettől a szigorú trendtől a más energiahordozó (földgáz elektromos áram helyett) és adalékanyagok felhasználása miatt.

110

INTERPRETÁCIÓ

66. ábra: Relatív különbségek a laboratóriumi, félüzemi és üzemi pirolízis méretek környezeti hatásaiban A laboratóriumi, félüzemi mérésekkel szerzett információk, valamint más hasonló ipari technológiákból származó tapasztalatok alapján egy kísérleti eljárás környezeti profilja meghatározható. Ezzel együtt a nagyobb mérettartományú eljárás környezeti profilja kedvezőbb képet mutat. Munkámmal meghatároztam a NyHL pirolízis környezeti profilját laboratóriumi és félüzemi adatokra alapozva. A méretezett környezeti hatások a várakozásoknak megfelelően jobb képet mutatnak, mint a kisméretű laboratóriumi pirolízisek környezeti hatásai az optimálisabb üzemtulajdonságoknak köszönhetően (66. ábra).

5.4 A HEEB komponensek szerepe a techno-ökonómiai profil kialakításában Milyen szerepük van az adott hulladékkomponenseknek a teljes rendszer tulajdonságainak kialakításában? A technológiák különböző mértékű környezeti hatásainak kialakításában a feldolgozandó hulladékkomponensek mennyiségének is hatása van. A HEEB-ek esetében a jogszabály szerinti kategóriák jelentős eltérést mutatnak összetételük tekintetében. Ennek megfelelően a hulladékkomponensek vizsgálata is igen fontos. Így megállapítható, mely alkotókra kell külön figyelmet szentelni környezetterhelés illetve gazdaságosság szempontjából. Egy ilyen teljes szemlélettel a hulladékgazdálkodási politika felelősebben alakítható.

111

INTERPRETÁCIÓ

67. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének AP-ja a versengő technológiák azonos arányban való súlyozása esetén A 67. ábra mutatja, hogy a 3-as és 4-es kategória feldolgozásának van a legmagasabb APja, ezen belül is a NyHL-eket viszonylag nagyobb mennyiségben tartalmazók kohósítása jár a legintenzívebb hatással. A 2., 7. és 8. kategóriák nagyobb műanyagtartalmának égetése illetve pirolízise valamint az 1., 9. és 10. kategóriák vastartalmának újrahasznosítása okoz magas savasodási potenciált.

68. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének GWP-ja a konkurráló technológiák azonos arányban való súlyozása esetén A globális felmelegedés esetében nem láthatók olyan egyedülállóan kiemelkedő csúcsok, mint a savasodásnál (lásd 68. ábra). Szinte mindegyik kategóriánál a pyromaat illetve a műanyag égetése játszik fontos szerepet, valamint a vas újrahasznosítás, a 3. és 4. kategória esetén a NyHL feldolgozása is meghatározó.

112

INTERPRETÁCIÓ

69. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének EP-ja a konkurráló technológiák azonos arányban való súlyozása esetén Az eutrofizációs potenciál kialakításában ismét a NyHL-ek kohósítással történő feldolgozása a kritikus pont (lásd 69. ábra). Emellett még fontos megemlíteni a műanyag komponensek égetését, a vas komponensek újrahasznosítását, valamint a reverz-logisztikát mint az EP fontos befolyásolóját.

70. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének HTP-ja a konkurráló technológiák azonos arányban való súlyozása esetén A HTP-nél egyértelműen a nagyobb NyHL és műanyag tartalmú hulladék kategóriák feldolgozása jár nagy környezeti hatással, a NyHL-ek és műanyagok oxidatív termikus feldolgozása esetén (lásd 70. ábra). Továbbá még a vasfeldolgozásnak van szignifikáns hozzájárulása a humán toxicitáshoz.

113

INTERPRETÁCIÓ

71. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének POCP-ja a konkurráló technológiák azonos arányban való súlyozása esetén Szmog képződésben feltűnően nagy szerepe a NyHL kohósításának van, illetve a hulladékkomponensektől független reverz-logisztikának. Megjelenik még, mint jelentős hatásokozó, a műanyag alkatrészek pirolízise és a réz komponensek újrahasznosítása (lásd 71. ábra).

72. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének ADP-ja a konkurráló technológiák azonos arányban való súlyozása esetén A nyersanyagforrásokra nagy hatással a reverz-logisztika és a pyromaat eljárás van (lásd 72. ábra és 4.2.6 fejezet). Az 1. és 8-10. kategóriába tartozó hulladékok begyűjtése jár itt a legkisebb környezetterheléssel ebben a hatáskategóriában. A többi hulladékkategória begyűjtése több nyersanyagot igényel. A pyromaat hatása a műanyagtartalommal és természetesen a technológia üzemanyag igényével van összefüggésben. Ezért a 7-8. kategória műanyagainak pirolízises feldolgozása a 72. ábra szerint kiemelkedő ADP-vel jár.

114

INTERPRETÁCIÓ

73. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének ODP-ja a konkuráló technológiák azonos arányban való súlyozása esetén Az ODP és az elektromos áram felhasználása - illetve alapanyagok, melyek előállításához nagy mennyiségű elektromos áramot használnak - korrelálnak. Ilyen folyamatok a NyHL kezelése kohósítással vagy éppen a műanyagok égetése (73. ábra).

74. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének TETP-ja a konkurráló technológiák azonos arányban való súlyozása esetén Az acél újrahasznosítás modellezett technológiájának relatív magas higany emissziója miatt a szárazföldi ökotoxicitást elsődlegesen ez a technológia határozza meg (lásd 74. ábra). A hulladékkategóriákra lebontva a nagy vastartalmú HEEB-ek okoznak magas TETP értékeket, mint az 1-es és 9-10-es kategória hulladékai.

115

INTERPRETÁCIÓ

75. ábra: 1 tonna különböző kategóriákba tartozó HEEB kezelésének CED-ja a konkurráló technológiák azonos arányban való súlyozása esetén A 4.3-as fejezetben már megállapítottam, hogy az összesített energiafelhasználás területén a reverz-logisztikának, és a pyromaat folyamatnak van a legnagyobb hatása. Ez a mutató a kategóriákra bontásnál is jól mutatja, hogy szorosan korrelál az ADP mutatóval (vö. 69. és 75. ábra). A magas műanyagtartalom, illetve a bonyolultabb begyűjtési lánc - kisebb eszközök esetén a tömegre vetített hatékonyság jóval alacsonyabb, mint a nagyobb tömegű HEEB-ek esetén – nagyobb üzemanyag-felhasználást jelent, így a 2-7-es kategóriák reverzlogisztikájának CED mutatója magasabb, mint az 1. és 9-10-es kategóriáké. A magas műanyagtartalom pedig szoros összefüggésben áll a pyromaat okozta kumulált energiaigénnyel.

76. ábra: Költségek és hasznok kategóriákra és technológiai lépésekre bontva 1 tonna hulladék feldolgozása esetén (versengő technológiák részesedése 1:1) A SzGK-k reverz-logisztikai forgatókönyvbeli magas részesedése miatt a nagy háztartási gépek (1-es kategória) visszagyűjtése igen drága folyamat (üzemanyagköltség). Csekély értékes anyagtartalma miatt a modellbeli újrahasznosított anyagainak értéke alig

116

INTERPRETÁCIÓ

kompenzálja a visszagyűjtés és előkezelés költségeit. Az újrahasznosítás során termelt másodlagos nyersanyagok értéke a többi kategória esetében lényegesen nagyobb haszonnal kecsegtet, míg a költségoldaluk rendre alacsony. NyHL jelenléte a hulladékban szignifikánsan megemeli az adott HEEB kategória értékét (lásd 76. ábra 3-4. kategória). További értéknövelő komponens az alumínium, valamint a réztartalom. Érdekes, hogy az egyik leggyakrabban és legnagyobb mértékben előforduló hulladékkomponens, a vas és acél, jelenléte az LCC haszon oldalán alig értékelhető.

5.5 A technológiai módszerek szerepe az LCA és LCC eredmények kialakításában 5.5.1 A reverz-logisztika A reverz-logisztika célja a HEEB hatékony visszagyűjtése a legalacsonyabb környezetterhelés és költségek mellett. A modellben a társadalmi szerepvállalás és a vállalatok, köztisztasági szervezetek tevékenysége lett a modellbe építve. A 2008-as HEEB mennyisége (44 827 ezer tonna) a 31. táblázatban látható környezetterheléseket okozza a 4.2.1. fejezetben vázolt forgatókönyv esetén. Ahogy a 77. ábra mutatja, az 1 kategória hulladékainak szállítása adja tömegarányban a legnagyobb szállítandó részt. Ez a hulladékok 68 (m/m)%-a. Ennek nagy részét is az eladó szállítja be, valamilyen csereakció keretében. A HEEB közel 30 %-át a kis és közepes méretű elektronikai eszközök teszik ki. Ezek mindegyikét alacsony hatásfokú személygépkocsival szállítják valamelyik gyűjtőhelyre (eladó, gyűjtőpont vagy hulladékudvar). A nagyméretű, illetve az iparban használt elektronikai eszközök közvetlenül érkeznek a feldolgozóhoz. A gyűjtőponton összegyűjtött HEEB átrakodás után tehergépkocsival kerül a hulladékudvarra, míg a hulladékudvaron és az eladónál gyűjtött rész nagyobb kapacitású tehergépkocsival kerül a feldolgozóhoz.

77. ábra: A reverz-logisztika anyagáramai és a szállítási technológiák „részesedése“. (SzGK – személygépkocsi, TGK – tehergépkocsi, GyPont - gyűjtőpont) A 78. ábrán jól látható, hogy az AP, GWP és EP esetén igen heterogén a modellelemek hozzájárulása a teljes hatáshoz, míg a maradék hat hatásnál a kép valamelyest homogénebb. A savasodási potenciálnál a szállítási folyamatok dominálnak az üzemanyaggyártással szemben. Legnagyobb részesedése az eladótól származó nagy mennyiségű hulladék 117

INTERPRETÁCIÓ feldolgozóhoz való szállításnak van (lásd még korreláció a 79. ábrával). Ezt követi a hulladékudvar és feldolgozó közötti szállítás, valamint a furgonos transzport a felhasználó és az eladó között. A hatások közel negyedéért a személygépkocsival (SzGK) szállított kis formátumú HEEB a felelős. A GWP hatások kb. 23 %-ában a HEEB eladóhoz történő beszállítása játszik szerepet, kis SzGK-val. Ezt a többi SzGK-s szállítás követi. A nagyobb szállító eszközök aránya 15 % körül van. Az EP-ban ismét az AP-re jellemző arányok fordulnak elő, azaz a nagyobb tömegű szállításoknak van meghatározó szerepük. A feldolgozóhoz történő beszállítás a teljes hatás majdnem 40 %-a. A maradék 60 % a felhasználótól való begyűjtés kibocsátásaiból ered, amiben 15 % a furgon és 10 % a hulladékudvarok begyűjtési szolgáltatásának hatása. A HTP területén a fő hatásokozó szinte kizárólag az üzemanyaggyártás a különböző szállítóeszközökhöz. A POCP-nél az üzemanyaggyártás és a kapcsolódó szállítás hatásai azonos arányban jelennek meg, egyik sem dominál jobban a másiknál. Fő szerepük a SzGK-s szállításoknak van, valamint az 1. kategória furgonos szállításának. Az ADP-ben, ODP-ben, TETP-ben és CED-ben a folyamatok részesedése szinte hajszálra azonos. Szinte kizárólag az üzemanyag-termelésnek van ezekben a hatásokban szerepük. Azon belül is a SzGK-k és a furgon üzemanyagának előállítása szerepel a legnagyobb súllyal. A reverz-logisztikában meghatározó faktorok fontossági sorrendben a szállított hulladékkomponens tömege, az üzemanyag-fogyasztás, a szállítóeszköz emissziós profilja, a szállítóeszköz kihasználtsága. Fontos még megemlíteni az egyre gyakoribb gyűjtőpontos gyűjtést, ahol a gyűjtőpontra szállítás környezeti hatása kicsivel marad el a közvetlen hulladékudvarba szállításétól, míg a gyűjtőpont - hulladékudvar közötti szállítás hatása annyira elenyésző, hogy megfelelő hatékonyság növekedése mellett környezetvédelmi szempontból ez a módszer teljes mértékben elfogadható.

78. ábra: A különböző folyamatok relatív súlya a vizsgált hatások esetében (SzGKszemélygépkocsi, TGK – tehergépkocsi, furgon – mini busz, üa. – üzemanyag-gyártás, k1 – HEEB 1. kategória, k2-7 – HEEB kategóriák 2-től 7-ig, k8-10 – HEEB kategóriák 8tól 10-ig, gy – szállítás gyűjtőponthoz, hu – szállítás hulladékudvarra, eladó – szállítás szaküzletbe, xy-feld – szállítás xy-tól a feldolgozóhoz)

118

INTERPRETÁCIÓ

A 37. táblázatban látható, hogy a fent említett gyűjtőpont 30%-os begyűjtésbeli részvételi hányad mellett a teljes költségek 29,6 %-át emészti fel az üzemeltetésre, és az elszállítás további 1 %-ot jelent a teljes költségekben. Hasonló mennyiségek közvetlen hulladékudvarba szállítása fajlagosan 15 százalékponttal kisebb mértékben terhelné a fogyasztók pénztárcáját, aminek oka, hogy ebben az esetben nem kell munkabérrel számolni. A munkabér a rövid távú szállítások költségeinek 95-95 %-át teszi ki. Elsődleges faktor tehát a környezeti LCC-ben a munkabér jelenléte a folyamatban, valamint a szállítás távolsága, és kisebb mértékben az egyszerre szállítható hulladékmennyiség. 37. táblázat: A 2008-as HEEB mennyiség begyűjtésének abszolút és relatív költségadatai

abszolút érték

HUF

SzGK k1 gyp

SzGK k1 hu

SzGK k1 eladó

TGK k1 hu

furgon k1 eladó

SzGK k2-7 gyp

SzGK k2-7 hu

üzemanyag

1,14E+07

3,42E+07

3,42E+07

1,02E+07

7,04E+07

7,58E+07

7,58E+07

1,95E+08

2,53E+09

1,8%

12,7%

13,7%

13,7%

86,2%

munkabér üzemanyag

sor relatív oszlop relatív

2,1%

munkabér

6,6% 5,0%

2,7%

munkabér

95,0%

97,3%

TGK gyphu

TGK hu-feld

1,14E+06

3,22E+07

5,56E+07

2,16E+05

2,18E+07

1,05E+07

1,36E+07

1,01E+05

0,2%

5,8%

10,1%

0,04%

0,7%

0,4%

0,5%

0,003%

üzemanyag

5,0%

75,3%

80,3%

68,2%

munkabér

95,0%

24,7%

19,7%

31,8%

üzemanyag

oszlop relatív

gyűjtőpont

1,52E+08

munkabér üzemanyag

sor relatív

6,2%

üzemanyag SzGK k2-7 eladó

abszolút érték

6,2%

1,63E+08 27,4%

munkabér

29,6%

TGK eladó- TGK 12 t k8feld 10

5.5.2 Az előkezelés A feldolgozóhoz beérkezett hulladék manuális előkezelése több emberi erőforrást intenzíven használó folyamatot tartalmaz, ennek anyagáramait a 79. ábra szemlélteti. Termékek a szitasornál, a mágneses válogatónál, az örvényáramú szeparátornál és a kábelfeldolgozás közben szerepelnek. A hulladékáram nagy részét a műanyag és vas komponensek teszik ki. Ezekből várható a legtöbb termék. Jól látható, hogy a technológia egyik meghatározó eleme a kézi szétszerelés, aminek hatékonysága és gyorsasága imitálja a többi technológiai lépés „áteresztését‖. A keletkező termékek nem tiszta másodlagos nyersanyagok, további feldolgozásra van szükség.

119

INTERPRETÁCIÓ

79. ábra: 48 400 kg (2008-as év 0,1%-a) HEEB „manuális” feldolgozásának MFA diagramja Az automatizált előkezelés kevesebb emberi erőforrást alkalmaz, valamint kevesebb technológiai lépésből oldja meg a komponensek szétválogatását. Mivel a szeparálás az automatizált válogató esetében hatékonyabban valósul meg (lásd 80. ábra), a technológia végén következő szeparátorok hatékonysága is jobb, mint a manuális esetén, ugyanakkor a teljes technológia inputját is egy nagyobb hatásfokú bontó gép határozza meg, így nem kell számolni már a folyamatlánc elején a kapacitást limitáló tényezővel.

120

INTERPRETÁCIÓ

80. ábra: 48 400 kg (2008-as év 0,1%-a) HEEB automatizált feldolgozásának MFA diagramja A két különböző összeállítású technológiai sor környezeti hatása a 31. táblázatban látható. Mindkét esetben a legnagyobb energiaigényű folyamat okozta a legnagyobb környezeti hatást minden vizsgált hatáskategóriában. Ez a manuális előkezelésnél a rotor shredder, az automatizáltnál a láncos törő 60-60%-os részesedéssel. Mindkettő az első technológiai lépések egyike. A manuális esetében a sűrített levegő előállítása minden hatásban 20 %-os hányaddal bír. A granulátor használata az automatizált technológiai sornál a hatások 3334 %-áért felelős.

121

INTERPRETÁCIÓ Kisebb nagyobb kivételek mindkét esetben tapasztalhatók. A HTP mindkét esetben a feltételezett közvetlen minimális porkibocsátás miatt a granulátor esetében 3 % illetve 15 %os részesedéssel bír a manuális és az automatizált technológiai sornál (81. ábra).

81. ábra: A manuális (lent) és az automatizált (fent) előkezelés relatív környezeti hatásai technológiai folyamatok szerint bontva (xy (el.) – xy technológia elektromosáram-fogyasztásából eredő környezeti hatások) Az előkezelés költségei a modellben a munkabérre és az energiaköltségekre korlátozódtak. A manuális előkezelésben a legnagyobb energiaköltséget a rotor shredder viseli, amin a teljes feldolgozandó HEEB áram keresztülmegy. Munkabér tekintetében az előzetes bontásnak (amit sűrített levegős eszközökkel hajtanak végre) van a legnagyobb hatása. Az automatizált bontásnál hasonló a technológiai lépések súlyának megoszlása. Elsődleges költségviselő a láncos törő, valamint a bontott komponensek kézi szétválogatása. Összességében energiaköltségek tekintetében a két technológia között minimális különbség van, az automatizált előkezelés 5 %-nyi költségmegtakarítást tesz lehetővé, míg munkabér tekintetében csupán harmada a manuális előkezelésnek (lásd 38. táblázat).

122

INTERPRETÁCIÓ

38. táblázat: A manuális (m.) és automatizált (a.) előkezelés energia és munkabérköltségei technológiai lépésekre bontva (2008-as HEEB mennyiség feldolgozása)

abszolút érték

sor relatív oszlop relatív

abszolút érték

m.

m.

m.

m.

m.

m.

m.

m.

HUF

sűrített lev.

rotorsredder

szitasor

elektromágne s

örvényá.

kábelsredder

kábel gran.

rázóasztal

energia ktg

6,10E+06

1,62E+07

2,63E+05

1,33E+06

2,55E+05

1,97E+06

1,32E+06

1,50E+04

munkabér

1,12E+08

1,82E+06

6,25E+06

5,20E+06

2,08E+06

2,87E+05

0,00E+00

3,58E+05

energia ktg

22,2%

59,0%

1,0%

4,9%

0,9%

7,2%

4,8%

0,1%

munkabér

87,5%

1,4%

4,9%

4,1%

1,6%

0,2%

energia ktg

5,2%

89,9%

4,0%

20,4%

10,9%

87,3%

100,0%

4,0%

munkabér

94,8%

10,1%

96,0%

79,6%

89,1%

12,7%

0,0%

96,0%

a.

a.

a.

a.

a.

a.

a.

m.

a.

HUF

elővál.

láncos törő

kézi szétv.

elektromágne s

permanens mégnes

granulátor

örvényá.

teljes

teljes

energia ktg

0,00E+00

1,60E+07

0,00E+00

7,68E+05

3,23E+05

8,81E+06

2,33E+05

2,75E+07

2,61E+07

munkabér

1,24E+07

1,73E+06

2,23E+07

0,00E+00

6,91E+06

0,00E+00

1,91E+06

1,28E+08

4,53E+07

2,9%

1,2%

33,7%

0,9%

m. 100% 100%

a. 95% 35%

energia ktg sor relatív oszlop relatív

61,2%

0,3%

munkabér

27,5%

3,8%

49,2%

15,3%

0,0%

4,2%

energia ktg

0,0%

90,2%

0,0%

100,0%

4,5%

100,0%

10,9%

munkabér

100,0%

9,8%

100,0%

0,0%

95,5%

0,0%

89,1%

5.5.3 A pirolízis és a kohósítás A NyHL-ek termikus kezelésére két versengő eljárásként egy oxidatív (kohósítás) és egy reduktív (pirolízis) folyamatot választottam. A pirolízis során a NyHL polimer tartalom elbomlik, és olaj valamint gáz formájában távozik a reaktorból (lásd 82. ábra). A szilárd maradékban a fémek és egyéb, a pirolízis szempontjából inert anyagok feldúsulnak (például az üveg). A modellben a gázzal távozó brómtartalmat sztöchiometrikus mennyiségű nátriumhidroxiddal mossuk ki. A reaktor földgáztüzelésű, amiből tonna NyHL-enként 361,8 kg szén-dioxid keletkezik. A 82. ábra csak a pirolízis anyagáramait szemlélteti, a további fémkinyerést nem. A réz és egyéb kinyerhető anyagokat oldószer extrakciós és elektrolízises technológiával nyerjük ki, hasonlóan a kohósításhoz. A fémkinyerés technológiájának azonos modellje lehetővé teszi, hogy a fő folyamatokra koncentráljunk.

82. ábra: A pirolízis fő folyamatának anyagáramai A pirolízis bruttó környezeti hatásait a 4.3 fejezetben láthatjuk. A 83. ábra a hatások relatív megoszlásáról informál a különböző alfolyamatok között. Ebből világosan látszik, hogy 123

INTERPRETÁCIÓ magának a pirolízisnek környezeti hatása a teljes terhelésen belül igen elenyésző. Lényegében a HTP viseli a hatások 85 %-át. A fő komponens az SX/EW, ami a HTP-t kivéve minden hatás esetében jelentőséggel bír. A környezetterhelés szempontjából további fontos technológiai lépés a földgáztüzelés (GWP, EP), valamint annak kitermelése (POCP, ADP, CED). Modellezési szempontból a földgáztüzelés ugyan elkülönül a pirolízistől, de mint a hőtermelés folyamata szoros kapcsolatban áll vele, így annak hatásai a pirolízisre is értelmezhetők (lásd 83. ábra).

83. ábra: A környezeti hatások relatív megoszlása a pirolízis al folyamatai között A kohósítás, mint oxidatív termikus kezelés, további adalékanyagok hozzáadását igényli, így pl. a koksz illetve a rézérc koncentrátum (lásd 84. ábra). Mivel a NyHL mint rézben dús hulladék kerül a rendszerbe, a kohósítás nem kifejezetten a NyHL-ek kezelésére kifejlesztett technológia. A szignifikáns mennyiségű adalékanyag miatt jelentős torzításra kell számítani a NyHL-re vetített környezeti terhelést illetően.

124

INTERPRETÁCIÓ

84. ábra: A NyHL kohósításának anyagáramai A 85. ábrán látható az előbb említett torzítás, azonban ezek az anyagok feltétlenül szükségesek a NyHL kohósításához. Önmagában csak a NyHL-hez köthető emissziók okozta környezeti hatást allokációs eljárással lehet megállapítani, ami a következmény LCA-nak nem eszköze, mivel relatív nagy bizonytalanságot okoz. A rézkoncentrátum előállítása teszi ki az AP, GWP, EP, HTP és POCP 85-95%-át. A kohósítás, mint fő folyamat, csak a savasodási potenciálnál, globális felmelegedési potenciálnál és az eutrofizációs potenciálnál jelenik meg értékelhető mértékben. Az SX/EW hasonlóan a pirolízishez itt is jelentős szerepet kap az ADP, ODP, TETP és CED esetén. Jelentős folyamat még a keletkező kén-dioxidból gyártott kénsav, és a kohósításhoz szükséges adalékanyagok gyártása is ebben a négy hatásban (lásd 85. ábra).

85. ábra: A NyHL kohósítás alfolyamatainak relatív súlya a teljes környezeti hatás kialakításában 125

INTERPRETÁCIÓ Összegségében csak a fő folyamatot szemlélve a 86. ábrának megfelelő viszonyokat kapunk. Az AP, GWP és EP tekintetében a kohósítás 23-szor, 2,5-szer és 7-szer nagyobb értékeket eredményez a pirolízishez képest. A HTP, POCP és TETP esetében viszont a pirolízis teljesít rosszabbul: 15-szörös HTP-vel, 2000-szeres TETP-vel és POCP-vel, ami a kohósítás fő folyamatában nem jelentkezik (86. ábra).

86. ábra: A pirolízis és kohósítás fő folyamatainak egymáshoz viszonyított relatív környezetterhelése (pirolízis = 100%) A már említett allokációt elvégezve, csak a NyHL-ra vetített környezeti hatások már kedvezőbb képet festenek (lásd 87. ábra). Az AP, GWP és EP területén számított nagy különbségek a töredékükre csökkentek, illetve a pirolízis hátránya a HTP és TETP területén tovább nőtt.

87. ábra: Környezeti hatások viszonya az allokációs eljárás után Költségeket tekintve a pirolízis drágább folyamat a kohósításnál, bár csupán a koksz költségeinek figyelembevétele nagy bizonytalanságot okoz. A pirolízis regionális kiépítésének lehetőségét figyelembe véve a szállítás üzemanyagköltségei lényegesen alacsonyabbak, mint a távoli kohóba szállításé, viszont bérköltségben magasabbnak bizonyul. Összességében a kohóba szállítás 2,5-szer magasabb költségekkel jár.

126

INTERPRETÁCIÓ

Haszon szempontjából a pirolízis során némileg kevesebb fémet lehet kinyerni, illetve az előállítható nátrium-bromid értéke is a kohósítás során termelt kénsav értéke alatt marad (39. táblázat). 39. táblázat: LCC eredmények a 2008-ban begyűjtött HEEB NyHL tartalmának termikus feldolgozásához pirolízis HUF energia ktg

alap folyamat

SX/EW

1,03E+07

1,45E+07

anyag ktg bér ktg üa. szállítás bér szállítás

1,86E+05

kohó debrómozás

alap folyamat

kénsavgy.

7,45E+06 1,42E+07 3,86E+06 1,25E+06

1,63E+05

1,10E+07

1,58E+06

2,35E+06

6,02E+06

7,31E+05

költségek 2,44E+07

SX/EW

3,20E+05 1,47E+07

1,25E+06

1,54E+07 1,44E+07 3,86E+06

Cu

2,58E+08

2,53E+08

Pb

4,42E+06

4,45E+06

Sb

8,14E+05

8,24E+05

Au

7,96E+09

8,01E+09

Ni

1,67E+07

1,69E+07

Pd

3,91E+08

3,94E+08

Ag

2,45E+08

acél/vas

NaBr

2,47E+08 1,41E+07

Sn

5,15E+07

5,18E+07

Zn

3,53E+06

3,70E+06

Al H2SO4

2,49E+07

output haszon

8,93E+09

összeg

8,94E+09

1,41E+07

8,99E+09 2,49E+07 9,01E+09

A pirolízis, mint NyHL kezelési technológia, versenyképes a jelenleg elérhető legjobb technológiával, a kohósítással. Az allokáció ellenére a pirolízis több környezeti hatáskategóriában mutat fel jobb eredményt, mint a kohósítás, továbbá környezeti LCC eredményei sem messzemenően rosszabbak annál. Ezért a pirolízis a kohósítással szemben a környezeti LCA és LCC eredmények alapján versenyképesnek mondható.

5.5.4 Pyromaat és műanyagégetés A műanyag kezelésére szintén két termikus technológiát választottam, egy oxidatív és egy reduktív folyamatot. Mindkét eljárás egyik hasznosítható terméke a generált elektromos áram, illetve a pirolízisnél NaBr-dal is számolnunk kell. A műanyagkezeléssel járó környezetterhelések abszolút eredményeit, azonos mennyiségű hulladékra vetítve, a 4.3-as fejezet tartalmazza. A műanyagégetés, mint fő folyamat, hat környezeti hatás tekintetében is szignifikáns szerepet játszik. Az AP, GWP, EP, HTP, POCP és TETP esetén is a hatások 60-90 %-áért felelős. Ezt követi az elektromos áram fogyasztása, melyet a hulladék előkészítése, feldolgozása igényel (lásd 88. ábra). A technológia központi jellege miatt egy-egy égetőmű nagyobb területet szolgál ki, ezért a hulladék szállítása is nagy távolságra történik. Ez a távolság minden hatásban megnyilvánul,

127

INTERPRETÁCIÓ vagy a szállítóeszköz kibocsátása révén (szállítás – lásd 88. ábra), vagy a szállításhoz szükséges üzemanyag-termelés révén (üa. szállítás).

88. ábra: A műanyagégetés környezeti hatásainak relatív értékei a részfolyamatokra bontva A pyromaat lényegesen diverzebb képet mutat. Az alap technológia értékelhetően a savasodási potenciálban jelenik meg a hatások 15 %-ával, de mivel a reaktor földgázfűtésű, a földgáztüzelés folyamata is tulajdonképpen a pyromaat emissziója (hasonló modellezési módszer, lásd még 5.4.3 fejezet NyHL pirolízis). Így már minden hatásban jelen van a pirolízis 3-15 %-ban. A fő hatáshordozó az elgázosításhoz szükséges földgáz kitermelése, valamint az oxigén előállítása (lásd 89. ábra).

89. ábra: A pyromaat környezeti hatásainak relatív értékei a részfolyamatokra bontva

128

INTERPRETÁCIÓ

A két technológia alapfolyamatának összehasonlításában (90. ábra) egyértelműen látszik, hogy a műanyag égetése - a GWP-t leszámítva - messzemenően nagyobb környezetterheléssel jár, mint a pirolízis.

90. ábra: A pyromaat és a műanyagégetés alap folyamatainak viszonya A pirolízis költségei a nagyobb segédanyag igény miatt, melyeket az LCC figyelembe vesz, 2,8-szor magasabbak, mint az égetésé. Ugyanakkor a pirolízisnél szállítás szempontjából az üzemanyagárak harmadával kell számolni (lásd 40. táblázat). A pirolízisből származó termékek értéke 20 %-kal magasabb, mint az égetésé, viszont a teljes mérleget tekintve az égetés 1,7-szer jobb LCC teljesítményt mutat. Az elgázosításhoz szükséges segédanyagok mennyiségének optimalizálásával a pirolízis LCC-je tovább javítható, és az égetésnél szignifikánsabb jobb környezeti teljesítménye teljesen kiaknázhatóvá válik. 40. táblázat: A pyromaat és a műanyagégetés LCC eredményei a 2008-as begyűjtött HEEB műanyagtartalmára vetítve HUF

pyromaat

műanyagégetés

energia ktg.

2,50E+07

3,81E+07

segédanyagok

2,90E+08

1,16E+07

szállítás bér

9,79E+06

9,79E+06

üa. szállítás

2,10E+07

6,30E+07

költségek

3,45E+08

1,22E+08

elektromos áram

4,37E+08

4,57E+08

NaBr

1,04E+08

0,00E+00

output haszon

5,41E+08

4,57E+08

összeg

1,96E+08

3,34E+08

5.5.5 Az újrahasznosítással elkerülhető környezeti hatások A két előkezelési eljárás során különböző mennyiségű hulladékfrakciók keletkeznek. Az automatizált előkezelés a vasfémeken kívül mindegyik hulladékfrakcióban magasabb kihozatalt ért el. Ennek következtében a további kezelési eljárások magasabb „nyersanyag‖ inputra számíthatnak, így több másodlagos nyersanyag előállítása lehetséges. Így 129

INTERPRETÁCIÓ másodlagos nyersanyagokkal helyettesíthető primer nyersanyagok előállításából származó környezetterhelések kerülhetők el. Ha az újrahasznosító technológia környezeti hatása kisebb, mint az elsődleges technológiáé, környezeti haszonra tehetünk szert. Az 91. ábra a ReCiPe végpont indikátorral meghatározott környezeti hatásokat és a másodlagos nyersanyagok felhasználásával elkerülhető hatásokat szemlélteti. Jól látható, hogy minden esetben számolhatunk a feldolgozó-technológiánál gyakran nagyobb jóváírási lehetőséggel. A végpont indikátorok nagyobb bizonytalansági tényezőt hordoznak (lásd még 2.6.5. fejezet) annak érdekében, hogy a hatásokat egy úgynevezett ökopontban ki lehessen fejezni, de az ökopont generálása közben releváns információk veszhetnek el, illetve torzulhatnak.

91. ábra: A technológiai lépések „véghatásai“ a ReCiPe (H,A) végpont indikátor alapján (a technológiák megoszlása a hulladékkomponensek feldolgozásában 1:1-hez)

5.6 LCA és LCC alkalmazása a környezeti politika kialakításához Környezeti életciklus és életciklus-költségelemzés, valamint egyes szociológiai paraméterek ötvözésével létrehozható a környezeti politika kialakítását támogató módszertan. Az optimális környezeti politika gyakran okozhat fejtörést, főként olyan tevékenységek során, ahol a HEEB-hez hasonló komplex hulladékok keletkezésével, kezelésével van dolgunk. A környezetvédelem mértéke és a gazdaságosság közötti mérlegelés, a döntéshozás támogatására a jelen dolgozatban vázolt LCA-LCC kombináció kiváló eszköz. Három tényező között kell egyensúlyt teremteni, 1. 2. 3.

az adott technológia környezetterhelése illetve az előállított másodlagos nyersanyag környezeti értéke21, az adott hulladékkomponens mennyisége és az adott technológiához társuló költségek illetve várható hasznok.

21 Környezeti értéken értendő az előző alfejezetben vázolt környezeti jóváírás, annak a várható környezetterhelésnek az elkerülése, ami a másodlagos nyresanyag elsődleges helyett történő felhasználásával érhető el, így az elsődleges nyersanyag kitermelése szükségtelenné válik. Meg kell jegyezni, hogy a másodlagos nyersanyagok használhatósága a XXI. század „high tech‖ termékeinek minőségi követelményei miatt meglehetősen korlátozott.

130

INTERPRETÁCIÓ

Ennek a „Szentháromságnak‖ az egyensúlya igen törékeny, hiszen a gazdasági haszon sokkal kecsegtetőbb, mint a környezet védelme, ami még a várhatóan igen jelentős környezeti hatások ellenére is háttérbe szorul (lásd példaként a lengyelországi terveket a fosszilis energiahordozók kitermelése fracking technológiával22. A döntéstámogatáshoz különböző mátrixok és indexek használata elfogadott. A mátrix lényege hogy 2D vagy 3D-ban 2 vagy 3 tulajdonságot jelenít meg egy koordinátarendszer tengelyei mentén (Graedel et al. 2012). Jelen esetben ez a három tulajdonság az 1.

LCA végpont ökopontban,

2.

az LCC végpont Forintban és a

3.

foglakoztatás munkaórában számítva.

A mátrixon belül kijelölhetők az elérni kívánt tulajdonságok metszéspontjából, illetve az elkerülni kívánt tulajdonságok metszéspontjából adódó területek. Az előállított mátrixok optimális pontjai a magas haszon, magas foglakoztatás és alacsony környezeti hatás metszete. Az index (lásd még 3.1.5-ös fejezet) a mátrixnál említett három tulajdonságból lett kialakítva, és ennek a három indexnek vettem a számtani közepét, mint végérték a fontossági sorrend felállításához. Természetesen az indexek és az alapul szolgáló tulajdonságok tetszés szerint súlyozhatók. Esetünkben minél alacsonyabb az index, annál előnyösebb a vizsgálat tárgya. A rendszerünk három alegységből áll, három különböző funkcióval, melyek a 1. 2.

3.

visszagyűjtés, vagy reverz-logisztika, célja a hulladékok minél nagyobb hatásfokú visszagyűjtése a hulladék előkezelése, ami a komplex HEEB-et kevésbé komplex komponensekre bontja és az újrahasznosítható egynemű anyagokat különböző frakciókban koncentrálja a másodlagos nyersanyagok (termékek) előállítása a hulladékkomponensekből. Itt történik a már kevésbé komplex (kivétel a NyHL) HEEB komponensek anyagainak vagy energiatartalmának újrahasznosítása.

Mindhárom alrendszer különböző technológiai-ökonómiai tulajdonságokkal bír. A reverz-logisztika rendszerében egyértelmű, hogy a fő környezeti hatásfaktor, - a hulladék mennyiségétől eltekintve -, a szállítóeszköz kihasználtsága. A begyűjtés kivitelezhetetlen a fogyasztói szerepvállalás nélkül. Sajnos ennek az elemnek van a legnagyobb környezeti hatásfaktora. A rendszeren belül a környezeti hatásfaktorok 60-80 %-a a SzGK-val történő szállításokból ered, amin belül a kisméretű HEEB-ek szállítása 90-95 %-ban felelős. Környezeti hatás tekintetében a gyűjtőpontos és a hulladékudvaros gyűjtés között elenyésző különbség van (lásd 1. sorrend és 92. ábra) (

)

1. sorrend: A reverz logisztikai elemek sorrendje a környezeti hatás mértékének tekintetében A 92. ábra már több információt ötvöz. A mátrix optimális területe a jobb felső sarok, és a környezeti LCC-t a köztisztasági szervezetek szemszögéből súlyozza. Ez annyit tesz, hogy a lakossági illetve kereskedői begyűjtés üzemanyag és bérköltsége nem jelenik meg a mátrixban. Az optimális területet a kereskedő TGK-val történő kategória 1-es HEEB szállítása érte el. Itt magas a foglakoztatás, viszonylag alacsony a környezetterhelés és relatíve magas a

22 Dióhéjban: nehezen elérhető olaj, vagy földgáz készleteknél megfelelő tulajdonságokkal rendelkező folyadékot nyomnak az nyersanyagot tartalmazó geológiai képződménybe, ami azt onnan kihajtja. A visszamaradó fluidum a felszín alatti vizekbe illetve a talajba jutva egész biztosan elszennyezi a környezetet, hatásainak mértéke egyelőre ismeretlen.

131

INTERPRETÁCIÓ begyűjtött hulladék értéke (a begyűjtés költségei pedig externáliaként nem terhelik a döntéshozót).

92. ábra: A reverz logisztika döntéstámogató mátrixa köztisztasági szervezetek szemszögéből (önkormányzati döntéstámogatás) (SzGK: személygépkocsi; Kat1: HEEB kategória 1; Kat2-8: HEEB kategória 2-8; TGK: tehergépkocsi; GyP: gyűjtőpont; Ker: kereskedő; Hu: hulladékudvar) A költségek szempontjából a 4.1 fejezetben vázolt forgatókönyv alapján a fogyasztók terhe jelentős az üzemanyagköltségen keresztül, ami a teljes logisztikai rendszer üzemanyagköltségének 70 %-a, és a teljes rendszer (bérek és üzemanyag) 37 %-a, ami a 92. ábrán nem jelenik meg. A mátrix alapján belátható, hogy a fogyasztók magas részvétele a begyűjtésben jelentősen növeli a negatív környezeti hatásokat, ugyanakkor a begyűjtésben érdekeltek szempontjából a leggazdaságosabb megoldás. A gyűjtőpontok környezeti szempontból hasonló hatást mutatnak a hulladékudvarokhoz, költségben viszont messzemenően nagyobb terhet jelentenek a gyűjtőkonténerek őrzése miatt. 41. táblázat: A reverz-logisztika döntéstámogató indexei 1.

TGK Kat1 Ker 0.08

2.

TGK Kat 8-10 0.35

3.

4.

5.

6.

7.

8.

9.

Szgk Kat 1 GyP

Szgk Kat 1 Hu

Szgk Kat1 Ker

TGK Kat1 Hu

SzGK Kat2-7 Hu

SzGK Kat2-7 GyP

SzGK Kat2-7 Ker

0.45

0.53

0.53

0.62

0.64

0.65

0.67

Mindhárom tulajdonságot figyelembe véve a 41. táblázatnak megfelelő sorrend állítható fel. Ebben a kereskedők visszagyűjtése az első, a már említett okok miatt, amit a 8-10 kategória közvetlen visszagyűjtése követ. A gyűjtőpont alkalmazása a közepes környezeti hatások, és magas foglakoztatás miatt végzett a 3. helyen. A kisebb HEEB-ek (kategória 2-7) begyűjtési módjai érthetően a rosszabb helykihasználás, és a lehetséges alacsony foglakoztatás miatt az utolsó helyen végeztek.

132

INTERPRETÁCIÓ

Az előkezelés során a cél a lehető legtöbb tovább feldolgozható komponens kinyerése. Ahogy az 5.4.2 fejezetben is láthattuk, az automatizált feldolgozásnak a vas komponensen kívül minden más komponens esetében valamelyest nagyobb kihozatala volt. Ezzel együtt költség szempontjából is szignifikánsabb, kedvezőbb megoldás az automatizált előkezelés. Munkaórára vetítve a 2008-as magyarországi HEEB mennyiség manuális előkezelése 71 430 órát igényel, míg az automatizált csupán 25 344 órát (vö. 93. ábra és 42. táblázat). Mivel a szétszerelési folyamat alacsony kvalitású munkaerőt igényel, a szignifikáns munkabérbeli különbségek ellenére pozitív szociális hatása van, és a környezeti hatásokban tapasztalható minimális különbségek miatt a manuális előkezelés preferálható alternatívának tekinthető. 42. táblázat: A két előkezelési eljárás közötti alapvető különbségek környezeti hatások

bérköltségek

energiaköltségek

automatizált

*

*

*

manuális

*

***

*

A NyHL feldolgozásában alapvető cél a nagyarányú fémvisszanyerés. Az IsaSmelt® kohósítás alapvetően a szulfidos rézércek feldolgozására kidolgozott technológia, a NyHL mint magas réztartalmú hulladék kerül a rendszerbe. Mivel a technológia rézérc nélkül nem működik, annak környezetterhelése is hozzájárul a teljes rendszer hatásaihoz. A pirolízis ezzel szemben némileg alacsonyabb környezeti hatások mellett dolgozik, kifejezetten a NyHL polimer komponenseinek elbontására tervezve. Mivel a pirolízis kisebb kapacitáson dolgozik, nagyobb munkaóra igénye van, mint a kohósításnak (vö. 93. ábra és 43. táblázat). A kisebb kinyerhető értékes anyagok mellett így gazdaságilag kevésbé kifizetődő technológia. Azonban a kisebb kapacitás miatt könnyebben tervezhető technológia, flexibilisebben alakítható, mint a kohósítás, így a NyHL akár regionális szinten is megvalósítható, csökkentve a szállítási igényt és növelve a foglalkoztatottságot. 43. táblázat: A két NyHL-kezelési eljárás közötti alapvető különbségek környezeti hatások

költségek (bér, egyéb)

energiaköltségek

termékek értéke

kohó

***

*

*

*****

pirolízis

**

**

*

****

A műanyagok kezelésére kiválasztott két technológia termékei az elektromos áram, illetve a pyromaat esetén a NaBr. A pirolízises eljárás kialakítása hasonlóan a NyHL pirolíziséhez kisebb kapacitású, mint az égetés, így flexibilisebben alkalmazható. Bérköltségben a NyHL pirolízishez hasonlóan magasabb értékeket mutat, mint a konkurrens technológia, viszont működtetési energiaköltsége alacsonyabb (vö. 93. ábra és 44. táblázat). A termékek értéke alacsonyabb, mint az égetésnél. Így egyértelmű, hogy már meglévő, megfelelő felszereltségű égetőmű esetén a műanyagok égetése mind ökológiai, mind ökonómiai szempontból kifizetődőbb. 44. táblázat: A két műanyagfrakció-kezelési eljárás közötti alapvető különbségek környezeti hatások

költségek (bér, egyéb)

pyromaat

***

***

*

***

égetés

**

**

**

*****

energiaköltségek

termékek értéke

133

INTERPRETÁCIÓ

93. ábra: A hulladékkezelési technológiák döntéstámogató mátrixa 1 tonna HEEB-re vonatkoztatva A döntéstámogató mátrix alapján a manuális előkezelés a nagyobb foglalkoztatás miatt jobban megközelíti a mátrix optimális területét. A pirolízis az alacsony foglakoztatás miatt kiesik ebből a körből, míg az allokálatlan kohósítás a pirolízisnél jóval magasabb környezeti hatás miatt még feljebb csúszik a Z tengelyen. A műanyag kezelése alacsony foglakoztatás magas környezetterhelés és elhanyagolható haszon miatt a kedvezőtlen zónába esik. A sorrend alapján is (45. táblázat) a három tulajdonságot ötvözve a manuális előkezelés megelőzi az automatizáltat, míg a pirolízis minden esetben a kohósítás előtt végzett. A műanyagkezelések közötti különbség pedig elhanyagolható. 45. táblázat: A hulladékkezelési technológiák döntéstámogató indexei 1.

2.

3.

4.

5.

6.

7.

manuális

automatizált

pirolízis

kohósítás -allokált

kohósítás

égetés

pyromaat

0.04

0.25

0.35

0.36

0.53

0.96

0.98

A feldolgozás során a technológiai rendszerekbe jutó hulladékkomponenseknek különböző mértékű monetáris értékük van (lásd 2. sorrend). A NyHL feldolgozása viszonylag magas környezetterheléssel jár, de a kinyerhető fémek teszik rendkívül értékessé. Ezért az előkezelés során is törekedni kell a minél nagyobb fokú kiválogatására.

2. sorrend: Az újrahasznosítás során kinyerhető frakciók értéke

134

INTERPRETÁCIÓ

94. ábra mátrixában az LCC végértéken kívüli tulajdonságokat is figyelembe véve az NyHL (pirolízissel történő feldolgozás) komponens helyezkedik el az optimális tartományban. A kohósítással feldolgozott NyHL komponens vagy a magas környezetterhelés, vagy az alacsony foglakoztatás miatt kerül ki az optimális tartományból. További értékes hulladékfrakció a réz illetve az alumínium az elsődleges nyersanyagok előállításához képest alacsony környezetterheléssel, és nagy gazdasági értékkel,. A vas viszonylag nagy mennyisége ellenére kisebb értéket képvisel, míg a műanyag, korlátozott feldolgozhatósága és az azzal járó nagy környezeti hatások miatt is elenyésző jelentőséggel bír.

94. ábra: A hulladékkomponensek döntéstámogató mátrixa 1 tonna hulladékkomponensre vonatkoztatva Ennek alapján felállított sorrend első helyén a NyHL komponens áll (lásd 46. táblázat), ha azt pirolízissel dolgozzák fel, amit a kohósítással feldolgozott NyHL komponens követ. A fém komponenseket megelőzi a műanyag, a magasabb foglakoztatás miatt. 46. táblázat: A hulladékkomponensek döntéstámogató indexei 1

NyHL (pirolízis)

0.01

2 NyHL (kohósítás - allok.) 0.32

3

NyHL (kohósítás)

0.56

4 müany ag (égetés) 0.57

5 müany ag (pirolízis) 0.57

6

7

8

réz

vas

alumíniu m

0.64

0.66

0.66

135

INTERPRETÁCIÓ A fentebb felsorolt komponensek részaránya határozza meg a HEEB kategóriák értékét (lásd 3. sorrend). Így legértékesebb kategóriának az IT és szórakoztató elektronikai eszközök bizonyultak, majd a háztartási kisgépek, az orvosi berendezésekkel és barkácsgépekkel együtt. A hetedik, kilencedik és tízedik kategória a kis értékes fémtartalom miatt került a sor végére, míg a nagy háztartási gépek a költséges reverz-logisztika miatt.

3. sorrend: A HEEB frakciók érték szerinti besorolása A 95. ábra mátrixa szerint az optimális tartományba egyik kategória sem került be. Magas foglakoztatás és alacsony környezetterhelés társul az 1. kategóriához, viszont ennek a legalacsonyabb az értéke is. A nagyobb LCC végpontokhoz már magasabb LCA végpontok és alacsonyabb foglakoztatás járul.

95. ábra: A kategóriák döntéstámogató mátrixa 1 tonna adott kategóriába tartozó hulladékra vonatkoztatva

136

INTERPRETÁCIÓ

Habár a mátrix alapján és az LCC végpont alapján az 1. kategóriát nem sorolnám az első helyre, az indexképzés során a foglakoztatás miatt indexpontja a legalacsonyabb (lásd 47. táblázat). Ezt a magas LCC végponttal rendelkező 3-4. kategória követi, majd az alacsony környezetterhelésű 9-10es kategória, majd a magas környezetterhelésű és közepes haszonnal járó 2. és 7. kategória.

47. táblázat: A kategóriák döntéstámogató indexei 1.

kategória 1

0.34

2.

kategória 4

0.57

3.

kategória 3

0.59

4.

kategória 9

0.61

5.

kategória 10

0.61

6.

kategória 6

0.68

7.

kategória 8

0.84

8.

kategória 2

0.84

9.

kategória 7

0.92

Környezeti életciklus és életciklus-költségelemzés, valamint egyes szociológiai paraméterek ötvözésével létrehozható a környezeti politika kialakítását támogató módszertan. A létrehozott indexek és mátrixok a HEEB kezelésére érvényesek, és alkalmazásukkal egyértelműen meghatározhatók az eges begyűjtési útvonalak, hulladék kategóriák, komponensek illetve kezelési technológiák előnyei, hátrányai. Ezzel a könnyen megérthető eszközzel egy, - a célokban definiált - HEEB hulladékgazdálkodási rendszer kialakítása messzemenően támogatható.

137

ÖSSZEFOGLALÁS

6 Összefoglalás A kezeletlen NyHL kioldási kísérletei rámutattak arra, hogy a sav kémiai tulajdonságai erősen befolyásolják a kioldott fémek mennyiségét. A minta tömegének növelése ugyan megnövelte a mért fémkoncentrációt, de a kg mintára vonatkoztatott fajlagos kioldási hatékonyságra nem volt hatással (lásd 5-6. táblázat). Ugyanakkor az is világossá vált, hogy a NyHL kémiailag bonyolult szerkezete meghatározó a fémek eredményes kioldódása szempontjából. Ugyan a sósav a hagyományos feltárás esetében hatékonyabbnak bizonyult a salétromsavnál, azonban a sósav csak részben felelős ezért. A salétromsav reakciója vizuális megfigyelés alapján hevesebb volt, mint a királyvízé, a szilárd maradék is roncsoltabbnak tűnt (34-36. ábra), de a királyvizes oldat réz koncentrációja mégis közel kétszerese volt a salétromsavasénak. Energia közlése (mikrohullámú feltárás) a salétromsav oldási hatékonyságát szignifikánsan megnövelte. Az előbb említett eltérések alapján azt a következtetést lehet levonni, hogy a NyHL szervesanyag-tartalma gátolja a fémek salétromsavas feltárását. Mindez bizonyítja, hogy a hidrometallurgiai eljárások előtt a műanyagot el kell távolítani. A különböző beállítások ellenére mindegyik pirolízis kísérlet a következő mintát követve zajlott le: A felfűtés során nem történt észlelhető változás, míg a belső hőmérséklet el nem érte a 250270 °C-ot. Ekkor fehér füstgáz jelent meg a szedő edényben. Ez egybehangzik az előzetes termogravimetriás kísérletek és irodalmi hivatkozások eredményeivel, amelyek szerint a NyHL műanyag alkotói ebben a hőmérsékleti tartományban kezdenek el bomlani (Lukács 2003; Quan et al. 2010; Chen et al. 2008). A gáz után szinte azonnal megjelent egy – hűtés után – áttetsző, enyhén sárgás folyadék, amiről későbbi próbák alapján bebizonyosodott, hogy főként víz alkotja. Az áttetsző párlat mennyisége elhanyagolható, fejlődésének kezdetétől közvetlen megkezdődik egy sötét színű, szinte fekete olajszerű folyadék képződése. Ez a szedőedényben az előzőleg képződött vizes fázis alatt helyezkedik el. A képződés intenzitása mintegy 430-470 °C-ig igen intenzív, aztán alábbhagy. A hosszabb, 2 órás kísérleteknél az utolsó 45 perc tartózkodási idő alatt már elhanyagolható mennyiség keletkezését figyeltem meg. 350 °C-on átlagosan 20 liter gáz keletkezett, 450 °C-on mintegy 40 liter, míg 600 °C-on átlagosan 60 liter. A tartózkodási idő növelésével a szén-dioxid mennyisége csökken (lásd 48. és 50. ábra), ami főként a 450 °C-os minták esetében figyelhető meg. Az egyes kísérleteken belül a kísérlet vége felé haladva, a később vett minták (G3) kevesebb CO 2-ot tartalmaznak általában, mint az előzők. Esetünkben a 350 °C-nál nagyobb hőmérsékleten végzett kísérletek során keletkező gázok a hasznosabbak, ahol alacsonyabb a CO2 mennyisége. A számított fűtőérték 5-15 MJ/kg gáz értékek között ingadozott. Mivel alacsonyabb hőmérsékleten magas a CO2 mennyisége a gázban, különösen rövid pirolízis esetében annyira alacsony a véggáz energiatartalma, hogy nem érdemes energiatermelésre használni. Biogázok hasznosításánál alkalmazott motorok normális működésének követelménye a legalább 60 %-os metán tartalom. A hőmérséklet emelkedésével a krakkolódás, és ezzel párhuzamosan a metán- és hidrogénképződés sokkal intenzívebbé válik, a CO2 képződés háttérbe szorul. Kedvező gázösszetétel a 450-600 °C-on vett minták esetében adódott. Ezeknek a legmagasabb a fűtőértéke. Pirolízisnél nem is érdemes menni 450 °C fölé, mivel a pirolízis energiaigénye jelentősen megnő, amit a képződött gáz nagyob energiatartalma és mennyisége nem kompenzál. Az energetika és a gázképződés szempontjából egyéb javasolható beállítás a 600 °C-os gyors felfűtés lehet, ahol az energiafogyasztás a 450 °C-oshoz hasonló, gázösszetételben viszont 10 V/V%-kal kevesebb CO2-t mértem. Az optimális beállítás és

139

reaktor felépítés fejlesztése már egy újabb reaktor optimalizációs projekt feladata lehetne, ahol közelebbi képet kaphatunk a pirolízis alkalmazhatóságáról. Az olaj főalkotójaként megjelenik a fenol. Ez alól két kivétel van: a két órás 450 °C-os pirolízis és az egy órás 600 °C-os pirolízis. A fenol mellett annak 2-metil- és 3-(1-metil-etil)származékai is kimutathatók, mindkét vegyület esetében kivétel a két órás 450 °C-os pirolízis olajterméke. Ezeken kívül vannak vegyületek, amelyek csak egy-egy esetben voltak azonosíthatók, ezek: a benzonitril, a hexén-dinitril, a 3-bróm-propán-1,2-diol, a 2,2‘-oxidietanol, az allil-butirát, a benzoesav, a 2-bróm-1-fenil-propán-1-on, a 4-oxo-pentánsav, 2,3dimetil-fenol és a 4-propil-fenol. Három különböző pirolízis olajban sikerült azonosítani a fenil-karbamátot. A fél órás pirolízisek olajában csak fenol, a 2-metil-fenol és 3-(1-metil-etil)fenol volt kimutatható, ez nagy valószínűséggel a rövid ideig tartó pirolízisnek tulajdonítható. Az olajban felismert termékek száma nem korrelál a reakciókörülményekkel, bár a pirolízis időnek van némi kimutatható befolyása a termékek minőségére. A rövidebb tartózkodási idők alkalmazása esetében nem volt felismerhető bróm- illetve nitrogén-tartalmú származék a kromatogrammon, ugyanakkor ezekben az esetekben a legkisebb az egyértelműen felismert vegyületek száma. Az intenzív felfűtésnél és a hosszabb idejű pirolíziseknél (1-2 óra) pedig szignifikánsan magas a felismerhető vegyületek száma, ami jóval több bomlásterméket feltételez. Ez korrelál azzal, hogy a hőmérséklet emelkedésével (450 °C-ig) kismértékben ugyan, de emelkedik a képződött olaj mennyisége (lásd még 40. ábra), így várhatóan a különböző termékek száma is. A reaktor energiafogyasztása természetes módon a különböző beállításokkal arányosan változik. A magasabb hőmérséklet és hosszabb kezelési idő magasabb energiafogyasztást is eredményez (lásd 42. ábra). Érdekes, hogy a gyors felfűtés energiaigénye 20-25 %-kal alacsonyabb, mint a fél-két órás kísérleteké. Az LCA és LCC elemzések kimutatták, hogy a kereskedők és a fogyasztók részvétele a hulladékgyűjtésben szignifikánsan emeli annak környezeti hatásait, ugyanakkor negatív korrelációt mutattak a felmerülő költségekkel kapcsolatban (mivel ezek a költségek externáliaként jelennek meg). Az 1-es kategóriába tartozó hulladékok begyűjtése a leghatékonyabb, míg a kisebb eszközök reverz-logisztikája nagy környezeti hatást mutatott, nagy költségekkel együtt. A begyűjtésben tehát mindenképpen a szervezett gyűjtésnek van a legjobb környezeti és költség teljesítménye. A hulladékok közül az 1. kategória a legértéktelenebb, míg a 3-4-es kategória a legértékesebb a magas NyHL tartalma miatt. A kinyerhető nemesfémek és egyéb technológiai fémek értékét a réz, alumínium és vas újrahasznosítás lehetősége fölé emelik. A technológiai összehasonlításból kitűnik, hogy a manuális előkezelés alacsonyabb hatékonysága miatt a rendszer másodlagos nyersanyag-kihozatala is alacsonyabb, mint az automatizált előkezelésnél, viszont nagyobb foglakoztatási potenciálja miatt akár előnyösebb is lehet annál. Továbbá a pirolízis érett technológiaként (tovább fejlesztve) kiválthatja a jelenlegi kohósítást a NyHL feldolgozásban, akár regionális feldolgozók létesítésével is. A műanyag komponensek pirolízise környezeti és költség szempontból nem előnyösebb az égetésnél, a felmerülő egyéb adalékanyag igény miatt.

140

TÉZISEK

Tézisek 1.

2.

3. 4.

5.

6.

A NyHL pirolízisénél meghatároztam azt a felfűtési és tartózkodási idő tartományt, ahol a teljes műanyagtartalom elbomlik. Bebizonyítottam, hogy erre a 450 °C hőmérséklet és 1 óra tartózkodási idő az optimális. a) A 450 °C-os beállítások során átlagban 200 %-kal több pirolízisolaj keletkezett, mint 350 °C-on. A 2 órás tartózkodási idő és 350 °C is 20 %-kal kisebb olajhozamot mutatott, mint az 1 órás 450 °C-os pirolízis. Tehát 350 °C felett a hulladék nyomtatott huzalozású lemezek (NyHL) polimertartalmának degradációja még lehetséges a hőmérséklet növelésével. b) A 600 °C-os beállítások során az olajhozam 20-37 %-kal alacsonyabb volt, mint a 450 °C-os kísérleteknél. Ebben az esetben a megnövekedett gázhozam az olaj bomlására utal. 450 °C feletti pirolízisnél tehát az olajból termodinamikailag stabilabb termékek keletkezése kerül előtérbe. Igazoltam, hogy a laboratóriumi és félüzemi pirolízis kísérletek termékeinek mennyiségi és minőségi tulajdonságaiban pozitív korreláció van, így ezek az adatok alkalmazhatók az LCA-ban környezeti modellezés céljából a) Mazzocchia valamint Quan és munkatársai hasonló laboratóriumi méretű NyHL pirolíziseinek termékei a saját félüzemi méretű pirolízisemmel hasonló halmazállapotbeli megoszlást mutattak, vagyis az input NyHL kb. 70-80%-a marad vissza szilárd termékként, míg 5-10 m/m % gáz és 15-20 m/m% folyékony termék keletkezik (pl.: (Quan, Li, and Gao 2010; Mazzocchia et al. 2003)). b) GC kísérletekkel kimutattam továbbá, hogy a keletkező gáz fő alkotója a hidrogén, metán és szén-dioxid. GC-MS kísérletek bizonyították, hogy az olaj fő komponense a fenol és brómozott származékok is megtalálhatók benne, ami szintén összhangban van a nemzetközi szakirodalommal (pl.: (Md Azhar et al. 2002; M. Blazsó, Zs. Czégény 2002; Bhaskar et al. 2007)). A környezeti LCA/LCC módszereivel bebizonyítottam, hogy a pirolízis környezetvédelmi szempontból versenyképes a kohósítással. A hulladékká vált elektromos és elektronikus berendezések (HEEB) kezelésének egyedülálló, mindenki által elérhető életciklus leltárát hoztam létre, ami a közismert GaBi szoftverben, más szoftverekbe importálható Ecospold 2.0 vagy ILCD adatformátumban elérhető, továbbá olyan paraméterrendszert integráltam a modellbe, mellyel a HEEB kezeléssel kapcsolatos problémák egész sora megválaszolható. Elsőként integráltam NyHL pirolízis folyamatot életciklus modellbe laboratóriumi és félüzemi adatok alapján. Ezzel a hasonló fejlesztési stádiumban lévő technológiák előrejelző jellegű, környezeti szempontú elemzése válik lehetővé. Létrehoztam a HEEB feldolgozás döntéstámogatásához használható - a forgatókönyvek különböző tulajdonságait ötvöző - 3 dimenziós mátrixot, valamint a költségek, a környezeti hatások és a foglalkoztatás viszonyát tükröző indexeket.

141

THESES

Theses 1.

2.

3. 4.

5.

6.

The optimal pyrolysis temperature and residence time for PWB pyrolysis was evaluated. At 450 °C and 1 hour residence time 100 % of plastic content was decomposed. a. At 450 °C 150 to 200 % more gas and oil were produced by than at 350 °C. That means the sample still contained plastic fraction after pyrolysis at 350 °C. b. The oil yield at 600 °C was smaller than at 450 °C by 20 to 37 %. That means after the entire decomposition of plastic fraction at 600 °C the oil-gas conversion became significant. This leads to increased volume and higher energy content of pyrolysis gas, what seems to be optimal, but the additional energy consumption of the reactor heating is significantly higher than the extra energy content of pyrolysis gas. It is proven, that the qualitative and quantitative properties of products of lab scale PWB pyrolysis correlates with the pilot scale PWB pyrolysis. Therefore these can be employed for LCA modeling. a. Regarding the condition of products Mazzocchia et al. and Quan et al. reported similar results for laboratory scale experiments as the pilot scale observed in this thesis (Quan et al. 2010; Mazzocchia et al. 2003) b. The gas analysis by gas chromatography proves, that the main components of pyrolysis gas are hydrogen, methane, carbon dioxide and carbon monoxide. GC-MS investigations show that the main components of pyrolysis oil are phenol and other brominated derivatives. These results are similar to the laboratory scale results reported in international journals (see: (Md Azhar et al. 2002; Bhaskar et al. 2007; M. Blazsó, Zs. Czégény 2002)) LCA and LCC indicate that the PWB pyrolysis is competitive with the PWB smelting regarding environmental and cost impacts. An entire life cycle inventory (LCI) for WEEE treatment was established, and is made available in Ecospold 3.0, ILCD and GaBi database format. Furthermore a parameter system was integrated in LCI that allows analyzing the system, considering a wide range of aspects and scenarios. The integration of PWB pyrolysis into a LCA-model using laboratory and pilot scale data was conducted first time. Thereby LCA modeling of similar laboratory or pilot scale processes is possible in future. A 3 dimensional matrix and new decision indexes were created for decision supporting in WEEE management systems.

143

IRODALOMJEGYZÉK

Irodalomjegyzék 2002/95/EC. 2003. 2002/96/EC. 2002. 2008/98/EC. 2008. 2011. Évi LXXXV. Trv. 2011. 2011/65/EU. Agg Z., Tamás. 2007. ―Személyes Interjú E-Elektra Zrt.‖ Aizawa, Hirofumi, Hideto Yoshida, and Shin-ichi Sakai. 2008. ―Current Results and Future Perspectives for Japanese Recycling of Home Electrical Appliances.‖ Resources, Conservation and Recycling 52 (12) (October): 1399–1410. doi:10.1016/j.resconrec.2008.07.013. Alavi, Kamal. 1992. ―Method and Device for Recovery of Scrap Goods‖. USA. alibaba. 2013. ―NaBr Prices - Alibaba.‖ May 1. alibaba.com. Althaus, Hans-Jörg. 2011. ―Comperativ Assertion of Battery Electric Cars with Various Alternatives‖. Presentation presented at the 43rd LCA Discussion Forum, Life Cycle Assessment of Electromobility, April 6, ETH Zürich. Andreas, Knöpfli. 2010. ―Tätigkeitsbereich 2010‖. Zürich: SWICO. Angyal, András. 2009. ―Személyes Konzultáció a Műanyagok Pirolíziséről a Pannon Egyetemen.‖ APEX. 2012. ―APEX Power http://www.apexpowertools.com/.

Tools.‖

Accessed

December

22.

Ayres, Robert, Leslie Ayres, and Ingrid Rade. 2002. ―The Life Cycle of Copper, Its CoProducts and By-Products‖. Fontainebleau, Cedex, France: Center for the Management of Environmental Resources. Bage. 2013. ―Bage Recycling Group.‖ May 1. http://www.bage-recycling.com/. Baker, Elaine, Emmanuelle Bournay, Akiko Harayama, and Philippe Rekacewicz. 2004. ―Vital Waste Graphics‖. Nairobi: Basel Convention, Grid Arendal, UNEP and DEWA Europe. Bakker, M.L., S. Nikolic, and P.J. Mackey. 2011. ―ISASMELT TM TSL – Applications for Nickel.‖ Minerals Engineering 24 (7) (June): 610–619. doi:10.1016/j.mineng.2010.09.016. Barakat, M. A. 1998. ―Recovery of Lead, Tin and Indium from Alloy Wire Scrap.‖ Hydrometallurgy 49: 63–73. Barótfi István. 2003. Környezettechnika. Mezőgazda. Baumann, Henrikke, and Anne-Marie Tillman. 2004. The Hitch Hiker’s Guide to LCA: An Orientation in Life Cycle Assessment Methodology and Application. Studentlitteratur. Baumann, Manuel, Bálint Simon, Hanna Dura, and Marcel Weil. 2012. ―The Contribution of Electric Vehicles to the Changes of Airborne Emissions.‖ 2nd IEEE ENERGYCON Conference & Exhibition, 2012 / Sustainable Transportation Systems Symposium: 1177–1182. Behrendt, Siegfried, Rolf Kreibich, Sven Lundie, Ralf Pfitzner, and Michael Scharp. 1997. Ökobilanzierung Komplexer Elektronikprodukte: Innovationen Und Umweltentlastungspotentiale Durch Lebenszyklusanalyse. 1st ed. Springer. Bhaskar, Thallada, William J. Hall, Nona Merry M. Mitan, Akinori Muto, Paul T. Williams, and Yusaku Sakata. 2007. ―Controlled Pyrolysis of Polyethylene/polypropylene/polystyrene Mixed Plastics with High Impact Polystyrene Containing Flame Retardant: Effect of Decabromo Diphenylethane (DDE).‖ Polymer Degradation and Stability 92 (2) (February): 211–221. doi:10.1016/j.polymdegradstab.2006.11.011. Bhaskar, Thallada, Toshiki Matsui, Md.Azhar Uddin, Jun Kaneko, Akinori Muto, and Yusaku Sakata. 2003. ―Effect of Sb2O3 in Brominated Heating Impact Polystyrene (HIPS-Br) on Thermal Degradation and Debromination by Iron Oxide Carbon Composite Catalyst (FeC).‖ Applied Catalysis B: Environmental 43 (3) (July 10): 229–241. doi:10.1016/S09263373(02)00306-5.

145

IRODALOMJEGYZÉK Bhaskar, Thallada, Kazuya Murai, Toshiki Matsui, Mihai Adrian Brebu, Md Azhar Uddin, Akinori Muto, Yusaku Sakata, and Katsuhide Murata. 2002. ―Studies on Thermal Degradation of Acrylonitrile /butadiene/ Styrene Copolymer (ABS-Br) Containing Brominated Flame Retardant.‖ J. Anal. Appl. Pyrolysis 70: 369–381. Bhaskar, Thallada, Md Azhar Uddin, Kazuya Murai, Jun Kaneko, Kenji Hamano, Toshiaki Kusaba, Akinori Muto, and Yusaku Sakata. 2003. ―Comparison of Thermal Degradation Products from Real Municipial Waste Plastic and Model Mixed Plastics.‖ J. Anal. Appl. Pyrolysis 70: 579–587. Bientinesi, M., and L. Petarca. 2009. ―Comparative Environmental Analysis of Waste Brominated Plastic Thermal Treatments.‖ Waste Management 29 (3) (March): 1095–1102. doi:10.1016/j.wasman.2008.08.004. Bishop, Paul L. 2004. Pollution Prevention: Fundamentals and Practice. Waveland Press. Blumberg, Donald F. 2005. Introduction to Management of Reverse Logistics and Closed Loop Supply Chain Processes. The St. Lucie Series on Resource Management. Boca Raton, Fla. [u.a.] : CRC Press. Bodor, Endre. 1994. Szervetlen Kémia I-II. Veszprém. Boeni, Heinz, Uca Silva, and Daniel Ott. ―E-Waste Recycling in Latin America: Overview, Challenges and Potential‖ presented at the Global Symposium on Recycling, Waste Treatment and Clean Technology, Cancun, Mexico. Boerrigter, Harold. 2001. ―Implementation of Thermal Processes for Feedstock Recycling of Bromine, with Energy Recovery, from Plastics Waste of Electrical and Electronic Equipment (WEEE) - Phase 2: Production of Bromine Salt in Staged-gasification to Determine Technical Feasibility of Bromine Recovery Determine Technical Feasibility of Bromine Recovery‖. Petten: ECN Biomass of the Energy research Centre of the Netherlands (ECN). Boerrigter, Harold, André B. Oudhuis, and Lein Tange. 2000. ―Bromine Recovery from the Plastics Fraction of Waste of Electrical and Electronic Equipment (WEEE) with Staged Gasification‖. ECN Biomass. Boliden. 2008. ―Boliden: Safety, Health and Environment.‖ www.boliden.com. ———. 2010. ―Expansion of E-scrap Capacity at Rönnskär - Triples Boliden‘s E-scrap Recycling Capacity‖ www.boliden.com. Borgelt, B.V. 2000. ―Options for Control of Sulfur Dioxide Emissions at Mount Isa.‖ Brundtland, Gro Harlem. 1987. ―Report of the World Comission on Environment and Development‖. A/42/427. Brusselaers, Johan, Christian Hagelüken, Frank E. Mark, Neil Mayne, and Lein Tange. 2005. ―An Eco-efficient Solution for Plastics-Metals-Mixtures from Electronic Waste: The Integrated Metal Smelter‖ presented at the 5TH IDENTIPLAST 2005, Brussels. CEMEP. 2011. ―Electric Motors and Variable Speed Drives - Standards and Legal Requirements for the Energy Efficiency of Low-voltage Three-phase Motors‖. Frankfurt Chaala, A., H. Darmstadt, and C. Roy. 1997. ―Vacuum Pyrolysis of Electric Cable Wastes.‖ J. Anal. Appl. Pyrolysis 39: 79–96. Chancerel, Perrine, Christina E.M. Meskers, Christian Hagelüken, and Vera Susanne Rotter. 2009. ―Assessment of Precious Metal Flows During Preprocessing of Waste Electrical and Electronic Equipment.‖ Journal of Industrial Ecology 13 (5): 791–810. doi:10.1111/j.1530-9290.2009.00171.x. Chapman, Ray. 1997. Apparatus and Systems That Separate and Isolate Precious and Semiprecious Metals from Electronic Circuit Boards. Vol. 5678775. Chen, Yangfei, Zhiqin Chen, Shaoyi Xiao, and Hongbo Liu. 2008. ―A Novel Thermal Degradation Mechanism of Phenol–formaldehyde Type Resins.‖ Thermochimica Acta 476 (1–2) (September 30): 39–43. doi:10.1016/j.tca.2008.04.013. Chien, Yi-Chi, H. Paul Wang, Kuen-Song Lin, Y. J. Huang, and Y. W. Yang. 2000. ―Fate of Bromine in Pyrolysis of Printed Circuit Board Wastes.‖ Chemosphere 40: 383–387.

146

IRODALOMJEGYZÉK

Chu, C. K., P. L. Breuer, and M. I. Jeffrey. 2003. ―The Impact of Thiosulfate Oxidation Products on the Oxidation of Gold in Ammonia Thiosulfate Solutions.‖ Minerals Engineering 16: 265–271. Company, Babcock and Wilcox. 2005. Steam Its Generation and Use. Kessinger Pub Co. CPM. 2012. ―CPM LCA Adatbázis.‖ http://cpmdatabase.cpm.chalmers.se/Start.asp. Crowe, Matthew, Andrea Elser, Bernhard Göpfert, Lutz Mertins, Thomas Meyer, Jürgen Schmid, Axel Spillner, and Renate Ströbel. 2003. ―Waste from Electrical and Electronic Equipment (WEEE) - Quantitties, Dangerous Substances and Treatment Methods‖. Copenhagen: EEA. Cui, Jirang, and Eric Forssberg. 2003. ―Mechanical Recycling of Waste Electric and Electronic Equipment: a Review.‖ Journal of Hazardous Materials 99 (3) (May 30): 243–263. doi:10.1016/S0304-3894(03)00061-X. Cui, Jirang, and Lifeng Zhang. 2008. ―Metallurgical Recovery of Metals from Electronic Waste: A Review.‖ Journal of Hazardous Materials 158 (2–3) (October 30): 228–256. doi:10.1016/j.jhazmat.2008.02.001. Csiszár, Sándor. 2006. ―Optimization Approaches for Logistic Problems Vehicle Routing Problem with Time Windows‖. PhD, Budapest: Budapest University of Technology and Economics. Csukás, B., M. Varga, N. Miskolczi, S. Balogh, A. Angyal, and L. Bartha. 2013. ―Simplified Dynamic Simulation Model of Plastic Waste Pyrolysis in Laboratory and Pilot Scale Tubular Reactor.‖ Fuel Processing Technology 106 (February): 186–200. doi:10.1016/j.fuproc.2012.07.024. Dalrymple, I., N. Wright, R. Kellner, N. Bains, K. Geraghty, M. Goosey, and L. Lightfoot. 2007. ―An Integrated Approach to Electronic Waste (WEEE) Recycling.‖ Circuit World 33 (2) (May 22): 52–58. doi:10.1108/03056120710750256. ―Datenbank Energieforschung.‖ 2013. Accessed January 6. http://www.bfe.admin.ch/dokumentation/energieforschung/index.html?lang=de&publicatio n=4515. De Ron, Ad, and Kiril Penev. 1995. ―Disassembly and Recycling of Electronic Consumer Products: An Overview.‖ Technovation 15 (6) (August): 363–374. doi:10.1016/01664972(95)96597-M. Desoutter. 2012. ―Desoutter SC2-025-A2200-R4Q Pneumatic Air Screwdriver.‖ Store.louzampini.com. Accessed December 22. http://store.louzampini.com//ProductDetails.asp?ProductCode=2051472764. Dimitrakakis, Emmanouil, Alexander Janz, Bernd Bilitewski, and Evangelos Gidarakos. 2009. ―Small WEEE: Determining Recyclables and Hazardous Substances in Plastics.‖ Journal of Hazardous Materials 161 (2–3) (January 30): 913–919. doi:10.1016/j.jhazmat.2008.04.054. DIN-ISO 14040. 2006. ―Environmental Management Life Cycle Assessment - Requirements and Guidelines 14040.‖ DIN-ISO 14044. 2006. ―Environmental Management Life Cycle Assessment - Requirements and Guidelines 14044.‖ Doka, Gabor. 2005. ―Assessing Long-term Effects of Municipal Solid Waste‖ presented at the 1st BOKU Waste Conference ‘Waste Management in the Focus of Controversial Interests, April 4, Vienna. Drechsel, C. 2006. ―Mechanical Processes for Recycling Waste Electric and Electronic Equipment with the Rotorshredder and Rotor Impact Mill.‖ Aufbereitungs-Technik/Mineral Processing 47 (3): 4–14. Drechsel, Christopher. 2006. ―Flexible Mechanical Approach.‖ Recycling International (August). ———. 2008. ―Recyclinganlage Für WEEE an VEOLIA Übergeben.‖ Sekundaer-Rohstoffe (9).

147

IRODALOMJEGYZÉK Duflou, J.R., G. Seliger, S. Kara, Y. Umeda, A. Ometto, and B. Willems. 2008. ―Efficiency and Feasibility of Product Disassembly: A Case-based Study.‖ CIRP Annals - Manufacturing Technology 57 (2): 583–600. doi:10.1016/j.cirp.2008.09.009. E-Elektra_Zrt. 2007. ―E-Elektra Zrt.: A HEEB-ből Várható Másodlagos Nyersanyagok Aránya.‖ EEP. 2013. ―Europe´s Energy Portal.‖ January 15. http://www.energy.eu/. Eldan. 2012. ―Eldan Shredder.‖ environmental.ro/applications/56/.

December

20.

http://www.arcon-

Eriez. 2007a. ―ERIEZ: Eddy Current Non-ferrous Metal Separators - Permanent Rare Earth Magnetic.‖ www.eriez.com. ———. 2007b. ―ERIEZ: Eddy Current Separators.‖ www.eriez.com. ———. 2007c. www.eriez.com.

―ERIEZ:

EDDY

CURRENT

SEPARATORS

Principle

and

Practice.‖

Eriksson, O, B Frostell, A Björklund, G Assefa, J.-O Sundqvist, J Granath, M Carlsson, A Baky, and L Thyselius. 2002. ―ORWARE—a Simulation Tool for Waste Management.‖ Resources, Conservation and Recycling 36 (4) (November): 287–307. doi:10.1016/S09213449(02)00031-9. Érsek, Csaba. 2008. ―Személyes Interjú.‖ Evrell, Lennart. 2011. ―Boliden Annual Report.‖ ExxonMobil. 2012. ―Outlook for Energy: a View to 2040‖. Irving, Texas. Fe-Group. 2013. ―Fe-Group Átvételi Árak.‖ Fertecon. 2013. ―FERTECON Market Information http://fertecon.agra-net.com/archives/806.

and

Analysis.‖

January

15.

Fleischer, Günter, and Wulf-Peter Schmidt. 2000. ―Waste, 2. Life-Cycle Assessment.‖ In Ullmann’s Encyclopedia of Industrial Chemistry. Wiley-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA. http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1002/14356007.o28_o02/abstract. Fritsche, Uwe R., and Klaus Schmidt. 2007. ―Globales Emissions-Modell Integrierter Systeme (GEMIS)‖. Darmstadt. Fthenakis, Vasilis, Hyung Chul Kim, and Wenming Wang. 2007. ―Life CYcle Inventory Analysis in the Production of Metals Used in Photovoltaics‖. Upton, NY; USA: Brookhaven National Laboratory. GaBi_4. 2010. Database (version 4). PE-International. Goedkoop, Mark, Reinout Heijungs, Mark Huijbregts, An De Schryver, Jaap Struijs, and Rosalie van Zelm. 2012. ―ReCiPe 2008 A Life Cycle Impact Assessment Method Which Comprises Harmonised Category Indicators at the Midpoint and the Endpoint Level‖. Leiden. Gold_Phoenix_Tech. 2004. ―Cost Analysis of Printed Circuit Boars‖. Phoenix: Gold Phoenix Tech Co., Ltd. Goodland, R. 1995. ―The Concept of Environmental Sustainability.‖ Annual Review of Ecology and Systematics 26 (1): 1–24. doi:10.1146/annurev.es.26.110195.000245. Goudsmit. 2006. ―Goudsmit Magnetic Systems - For a Cleaner Environment‖. Goudsmit magnetics. www.goudsmit-magnetics.nl. Graedel, T. E., Rachel Barr, Chelsea Chandler, Thomas Chase, Joanne Choi, Lee Christoffersen, Elizabeth Friedlander, et al. 2012. ―Methodology of Metal Criticality Determination.‖ Environmental Science & Technology 46 (2) (January 17): 1063–1070. doi:10.1021/es203534z. Greengate. 2013. ―Greengate http://greengatemetals.co.uk/scrapmetal/prices/.

Metals.‖

May

1.

Grunow, M., and C. Gobbi. 2009. ―Designing the Reverse Network for WEEE in Denmark.‖ CIRP Annals - Manufacturing Technology 58 (1): 391–394. doi:10.1016/j.cirp.2009.03.036. Grynberg, Marc, and Thomas Leyen. 2009. ―Umicore. Annual Report 2008.‖ Guinée, B. J., M. Gorrée, and R. Heijungs. 2001. Life Cycle Assessment, An Operational Guide to the ISO Standards. 148

IRODALOMJEGYZÉK

Guo, Chao, Hui Wang, Wei Liang, Jiangang Fu, and Xin Yi. 2011. ―Liberation Characteristic and Physical Separation of Printed Circuit Board (PCB).‖ Waste Management 31 (9–10) (September): 2161–2166. doi:10.1016/j.wasman.2011.05.011. Gysi, Rudolf Heinz. 1974. ―Methodik Einer Logistischen Optimierung Be Der Wahl Zwischen Zentraler Und Deentraler Warenverteilung‖. PhD, Zürich: ETH Zürisch. H. Antrekowitsch, M. Potesser, W. Spruzina, and F. Prior. 2006. ―Metallurgical Recycling of Electronic Scrap.‖ EPD Congress. Hageluken, C. 2006. ―Improving Metal Returns and Eco-efficiency in Electronics Recycling a Holistic Approach for Interface Optimisation Between Pre-processing and Integrated Metals Smelting and Refining.‖ In Proceedings of the 2006 IEEE International Symposium on Electronics and the Environment, 2006, 218 –223. doi:10.1109/ISEE.2006.1650064. Hagelüken, Christian. 2006a. ―Recycling of Electronic Scrap at Umicore‘s Integrated Metals Smelter and Refinery.‖ World of Metallurgy - ERZMETALL 59 (3): 152–161. ———. 2006b. ―Recycling of Electronic Scrap at Umicore Precious Metals Refining.‖ Acta Metallurgica Slovaca 12: 111–120. Hall, William J., and Paul T. Williams. 2006. ―Pyrolysis of Brominated Feedstock Plastic in a Fluidised Bed Reactor.‖ Journal of Analytical and Applied Pyrolysis 77 (1) (August): 75–82. doi:10.1016/j.jaap.2006.01.006. Hanafi, Jessica, Sami Kara, and Hartmut Kaebernick. 2008. ―Reverse Logistics Strategies for End-of-life Products.‖ International Journal of Logistics Management, The 19 (3) (July 11): 367–388. doi:10.1108/09574090810919206. Hanulik, Jozef. 1989. ―Process for the Recycling of Electrical Batteries, Assembled Printed Circuit Boardes and Electronic Components‖. USA. Havlik, T., D. Orac, M. Petranikova, and A. Miskufova. 2011. ―Hydrometallurgical Treatment of Used Printed Circuit Boards after Thermal Treatment.‖ Waste Management 31 (7) (July): 1542–1546. doi:10.1016/j.wasman.2011.02.012. Havlik, T., D. Orac, M. Petranikova, A. Miskufova, F. Kukurugya, and Z. Takacova. 2010. ―Leaching of Copper and Tin from Used Printed Circuit Boards after Thermal Treatment.‖ Journal of Hazardous Materials 183 (1–3) (November 15): 866–873. doi:10.1016/j.jhazmat.2010.07.107. He, Wenzhi, Guangming Li, Xingfa Ma, Hua Wang, Juwen Huang, Min Xu, and Chunjie Huang. 2006. ―WEEE Recovery Strategies and the WEEE Treatment Status in China.‖ Journal of Hazardous Materials 136 (3) (August 25): 502–512. doi:10.1016/j.jhazmat.2006.04.060. Heijungs, Reinout, Gjalt Huppes, and Jeroen B. Guinée. 2010. ―Life Cycle Assessment and Sustainability Analysis of Products, Materials and Technologies. Toward a Scientific Framework for Sustainability Life Cycle Analysis.‖ Polymer Degradation and Stability 95 (3) (March): 422–428. doi:10.1016/j.polymdegradstab.2009.11.010. Hellweg, Stefanie. 2000. ―Time- and Site-Dependent Life-Cycle Assessment of Thermal Waste Treatment Processes‖. PhD, Zürich: ETH Zürich. Hischier, R., P. Wäger, and J. Gauglhofer. 2005. ―Does WEEE Recycling Make Sense from an Environmental Perspective?: The Environmental Impacts of the Swiss Take-back and Recycling Systems for Waste Electrical and Electronic Equipment (WEEE).‖ Environmental Impact Assessment Review 25 (5) (July): 525–539. doi:10.1016/j.eiar.2005.04.003. Hischier, Roland, and Bo Weidema. 2010. ―Implementation of Life Cycle Impact Assessment Methods‖. St Gallen: Swiss Centre for Life Cycle Inventories. Hornung, A., A. I. Balabanovich, S. Donner, and H. Seifert. 2003. ―Detoxification of Brominated Pyrolysis Oils.‖ J. Anal. Appl. Pyrolysis 70: 723–733. Hornung, Andreas, Wolfgang Koch, and Helmut Seifert. 2003. ―Haloclean and Pydra - A Dual Staged Pyrolysis for the Recycling Waste Electronic and Electrical Equipment (WEEE)‖. Karlsruhe: Forschungszentrum Karlsruhe, ITC-TAB, Germany.

149

IRODALOMJEGYZÉK Huang, Kui, Jie Guo, and Zhenming Xu. 2009. ―Recycling of Waste Printed Circuit Boards: A Review of Current Technologies and Treatment Status in China.‖ Journal of Hazardous Materials 164 (2–3) (May 30): 399–408. doi:10.1016/j.jhazmat.2008.08.051. Huisman, Jaco. 2003. ―The QWERTY/EE Concept‖. PhD, Delft: Delft University of Technology. Huisman, Jaco, Federico Magalini, Ruediger Kuehr, Claudia Maurer, Steve Ogilvie, Jim Poll, Clara Delgado, Eniko Artim, Jozsef Szlezak, and Ab Stevels. 2007. ―2008 Review of Directive 2002/96 on Waste Electrical and Electronic Equipment (WEEE)‖. 07010401/2006/442493/ETU/G4. Bonn: United Nations University. Huiting, Shen, and Eric Forssberg. 2003. ―An Overview of Recovery of Metals from Slags.‖ Waste Management 23: 933–949. Icer. 2003. ―New Approach to Cathode Ray Tube (CRT) Recycling‖. GW-12.10-130. ICER. ICF_Inc. 1999. ―General Background Document on Cathode Ray Tube Glass-toglass Recycling‖. Farifax, VA: ICF Incorporated. ICIS. 2012. ―ICIS Homepage.‖ January 15. http://www.icis.com/Articles/2012/05/17/9560464/asia-caustic-soda-prices-to-stay-firmon-tight-supply.html. IFEU. 2007. ―NEEDS New Energy Externalities Developments for Sustainability Deliverable D15.1 ‗LCA of Background Processes‘‖. Project no: 502687. IFEU, ESU. IKP_Stuttgart, and PE_Europe. 2003. GaBi Software, Manual. Infomine. 2012. ―InvestmentMine http://www.infomine.com.

Információs

Oldal.‖

Accessed

November

3.

Jakab, E, Md.A Uddin, T Bhaskar, and Y Sakata. 2003. ―Thermal Decomposition of Flameretarded High-impact Polystyrene.‖ Journal of Analytical and Applied Pyrolysis 68–69 (August): 83–99. doi:10.1016/S0165-2370(03)00075-5. Jakob, Ralf, and Michele Melchiorre. ―Method for Recycling Waste from Printed Circuit Board Assemblies from Electrical and Electronic Devices.‖ JRC. 2010. ILCD Handbook: Framework and Requirements for Life Cycle Impact Assessment Models and Indicators. European Commission Joint Research Centre Institute for Environment and Sustainability. ———. 2012a. ―JRC LCA Tools, http://lca.jrc.ec.europa.eu/lcainfohub/index.vm.

Services,

———. 2012b. ―European Reference Life Cycle http://lca.jrc.ec.europa.eu/lcainfohub/datasetArea.vm. ———. ―BAT Reference http://eippcb.jrc.es/reference/.

Documents.‖

Data Database.‖

and

Studies.‖

December

20.

Http://eippcb.jrc.es/reference/.

Jung, Chi Oh, Sung Oh Lee, Hyung Sik Yang, Tae Jun Ha, and Myong Jun Kim. 2003. ―Selective Leaching of Valuable Metals from Waste Printed Circuit Boards.‖ Journal of Air and Waste Management Associaition 53: 897–902. Kamberovic, Zeljko, Marija Korac, and Milisav Ranitovic. 2011. ―Hydrometallurgical Process for Extraction of Metals from Electronic Waste - Part II.‖ Metalurgija-MJoM 17 (3): 139–149. Kang, Hai-Yong, and Julie M. Schoenung. 2005. ―Electronic Waste Recycling: A Review of U.S. Infrastructure and Technology Options.‖ Resources, Conservation and Recycling 45 (4) (December): 368–400. doi:10.1016/j.resconrec.2005.06.001. Kara, S., F. Rugrungruang, and H. Kaebernick. 2007. ―Simulation Modelling of Reverse Logistics Networks.‖ International Journal of Production Economics 106 (1) (March): 61–69. doi:10.1016/j.ijpe.2006.04.009. Kegels, Jan, and Johan Brusselaers. ―How Can Therecycling Chain Be Optimized from a Smelter‘s Perspective?‖ Proceeding presented at the How can therecycling chain be optimized from a smelter‘s perspective, 2004.10.07. Kercher, S.A., and M. Webb. 1982. ―Scrap Processing by Eddy Current Separation Techniques.‖ Resources and Conservation 8 (1) (March): 61–74. doi:10.1016/01663097(82)90053-0. 150

IRODALOMJEGYZÉK

Kinoshita, T., S. Akita, N. Kobayashi, S. Nii, F. Kawaizumi, and K. Takahashi. 2002. ―Metal Recovery from Non-mounted Printed Wiring Boards via Hydrometallurgical Processing.‖ Hydrometallurgy 69: 73–79. KMProjekt_Kft. 2009. ―Kutatási Jelentés Életciklus-elemzés Készítése a Termékdíj Rendelet Szabályozására‖. KD_INTEG_5-KMPEHFVE. Veszprém. Krause, W., and G. Röhrs. 2000. ―Recycling Elektronischer Und Feinwerktechnischer Produkte.‖ Umwelt 30: 52–55. Kristóf, János. 2000. Kémiai Analízis II. (Nagyműszeres Analízis). Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó. Lázár, István. 2007. ―Elválasztástechnika‖. Debreceni Egyetem, Szervetlen és Analitikai Kémia Tanszék. Lee, Ching-Hwa, Chang-Tang Chang, Kuo-Shuh Fan, and Tien-Chin Chang. 2004. ―An Overview of Recycling and Treatment of Scrap Computers.‖ Journal of Hazardous Materials 114 (1–3) (October 18): 93–100. doi:10.1016/j.jhazmat.2004.07.013. Lee, Jae-Chun, Min-Yong Lee, Shigehisa Endoh, and Hee-Young Shin. 1996. ―Recovery of Metals from Printed Circuit Board Scraps by Shape Sorting Method.‖ J. of Korean Inst. of Resources Recycling 5 (3): 37–43. Lee, Jae-Chun, Kang-In Rhee, Churl-Kyoung Lee, and Dong-Hyo Yang. 1994. ―Separation of Metals from Intergrated Circuit Chip Scrap by Mechanical Beneficiation.‖ J. of Korean Inst. of Resources Recycling 3 (1): 38–43. Lehner, Theo, and Anders Vikdahl. ―Integrated Recycling of Non-ferrous Metals at Boliden Ltd. Rönnskär Smelter.‖ In Sulfide Smelting ’98: Current and Future Practices, 1997th ed. Orlando, Florida. Lein, Tange; Dieter, Drohmann. 2005. ―Waste Electrical and Electronic Equipment Plastics with Brominated Flame Retardants - from Legislation to Separate Treatment - Thermal Processes.‖ Polymer Degradation and Stability 88: 35–40. Leirnes, Johan, and Malkolm Lundstrom. ―Method for Working-up Metal-containing Waste Products.‖ LME. 2012. ―London http://www.lme.com/home.asp.

Metal

Exchange.‖

Accessed

November

3.

Long, Laishou, Shuiyu Sun, Sheng Zhong, Wencan Dai, Jingyong Liu, and Weifeng Song. 2010. ―Using Vacuum Pyrolysis and Mechanical Processing for Recycling Waste Printed Circuit Boards.‖ Journal of Hazardous Materials 177 (1–3) (May 15): 626–632. doi:10.1016/j.jhazmat.2009.12.078. Lu, Li-Teh, Iddo K. Wernick, Teng-Yuan Hsiao, Yue-Hwa Yu, Ya-Mei Yang, and Hwong-Wen Ma. 2006. ―Balancing the Life Cycle Impacts of Notebook Computers: Taiwan‘s Experience.‖ Resources, Conservation and Recycling 48 (1) (July): 13–25. doi:10.1016/j.resconrec.2005.12.010. Luda, M. P., N. Euringer, U. Moratti, and M. Zanetti. 2005. ―WEEE Recycling: Pyrolysis of Fire Retardant Model Polymers.‖ Waste Management 25: 203–208. Luga, A., and R. Morar. 2001. ―Electrostatic Separation of Metals and Plastics from Granular Industrial Wastes.‖ IEE Proceedings Science, Measurement and Technology 148: 47– 53. Lukács, Bence. 2003. ―Hulladék Nyomtatot Áramköri Lemezek Másodnyersanyagként Történő Újrahasznosítása - Diplomadolgozat.‖ In Veszprémi Egyetem. Lungu, Mihai. 2009. ―Separation of Small Nonferrous Particles Using a Two Successive Steps Eddy-current Separator with Permanent Magnets.‖ International Journal of Mineral Processing 93 (2) (October 1): 172–178. doi:10.1016/j.minpro.2009.07.012. Lungu, Mihai, and Zeno Schlett. 2001. ―Vertical Drum Eddy-current Separator with Permanent Magnets.‖ International Journal of Mineral Processing 63 (4) (December): 207–216. doi:10.1016/S0301-7516(01)00047-3.

151

IRODALOMJEGYZÉK M. Blazsó, Zs. Czégény. 2002. ―Pyrolysis and Debromination of Flame Retarded Polymers of Electronic Scrap Studied by Analytical Pyrolysis.‖ Journal of Analytical and Applied Pyrolysis 64: 249–261. M. Blazsó, Zs. Czégény, C. Csoma. 2002. ―Pyrolysis and Debromination of Flame Retarded Polymers of Electronic Scrap Studied by Analytical Pyrolysis.‖ Journal of Analytical and Applied Pyrolysis 64: 249–261. Manomaivibool, Panate. 2009. ―Extended Producer Responsibility in a non-OECD Context: The Management of Waste Electrical and Electronic Equipment in India.‖ Resources, Conservation and Recycling 53 (3) (January): 136–144. doi:10.1016/j.resconrec.2008.10.003. Man-Seung, Lee, Ahn Jong-Gwan, and Ahn Jae-Woo. 2003. ―Recovery of Copper, Tin and Lead from the Spent Nitric Etching Solutions of Printed Circuit Board and Regeneration of the Etching Solution.‖ Hydrometallurgy 70: 23–29. Marloes, Caduff, Althaus Hans-Jörg, Gassner Martin, Gerber Léda, Hellweg Stefanie, and Koehler Annette. 2008. ―Integrating Process Scale-up in Life Cycle Assessment‖ presented at the Empa, LCA VIII 2008. Matisz. 2012. MATISZ Bérkalkulátor. http://www.matisz.org/index.php?option=com_docman&task=doc_download&gid=97. Mazzocchia, Carlo, Akim Kaddouri, Giovanni Modica, Roberto Nannicini, Guido Audisio, Costantino Barbieri, and Fabio Bertini. 2003. ―Hardware Components Wastes Pyrolysis: Energy Recovery and Liquid Fraction Valorisation.‖ J. Anal. Appl. Pyrolysis 70: 263–276. Md Azhar, Uddin, Bhaskar Thallada, Kaneko Jun, Muto Akinori, Sakata Yusaku, and Matsui Toshiki. 2002. ―Dehydrohalogenation During Pyrolysis of Brominated Flame Retardant Containing Hihg Impact Polystyrene (HIPS-Br) Mixed with Polyvinylchloride (PVC).‖ Fuel 81: 1819–1825. MEH. 2013. ―Magyar Energiahivatal Jelentései.‖ January 15. eh.gov.hu. ―MEIKO.‖ 2012. Accessed elec.com/english/product/high/004.html.

August

24.

http://www.meiko-

Melissen, Frans W. 2006. ―Redesigning a Collection System for ‗small‘ Consumer Electronics.‖ Waste Management 26 (11): 1212–1221. doi:10.1016/j.wasman.2005.08.005. Menad, N., Björkman Bo, and G. Allain Eric. 1998. ―Combustion of Plastics Contained in Electric and Electronic Scrap.‖ Resources, Conservation and Recycling 24: 65–85. Metalprices. 2013. ―Metal Prices.‖ May 1. http://www.metalprices.com. MeWa. 2007. ―Universal- Querstromzerspanner SERIE UNI-CUT ® Q Z.‖ ———. 2008. ―MeWa-Recycling Hivatalos Honlap.‖ recycling.de/anlagen/elektro-elektronikschrott.html.

April

15.

http://www.mewa-

Middendorf, Andreas, Karsten Schischke, and Marcel Hagelüken. 2005. ―Bevezetés Az Ökodesign Stratégiákba – Miért, Mit És Hogyan?‖ presented at the Awareness Raising Campaign for Electrical & Electronics SMEs, Budapest. Miskolczi, N., L. Bartha, and A. Angyal. 2009. ―Pyrolysis of Polyvinyl Chloride (PVC)Containing Mixed Plastic Wastes for Recovery of Hydrocarbons.‖ Energy & Fuels 23 (5) (May 21): 2743–2749. doi:10.1021/ef8011245. Miskolczi, Norbert, Laszlo Bartha, and Andras Angyal. 2006. ―High Energy Containing Fractions from Plastic Wastes by Their Chemical Recycling.‖ Macromolecular Symposia 245246 (1): 599–606. doi:10.1002/masy.200651386. Moltó, J., R. Font, A. Gálvez, and J.A. Conesa. 2009. ―Pyrolysis and Combustion of Electronic Wastes.‖ Journal of Analytical and Applied Pyrolysis 84 (1) (January): 68–78. doi:10.1016/j.jaap.2008.10.023. Morf, Leo, and Ruedi Taverna. 2004. ―Metallische Und Nicht Metallische Stoffe Im ELektronikschrott‖. Nr. 374. Bern: BUWAL. N. J. Themelis, M.J. Castaldi, J. Bhatti, and L. Arsova. 2011. ―Energy and Economic Value of Non-recycled Plastics (NRP) and Municipal Solid Wastes (MSW) That Are Currently Landfilled in the Fifty States‖. Columbia University.

152

IRODALOMJEGYZÉK

Nallinger, M. 1999. ―Hochspannung Trennt Metall Und Kunststoff.‖ Recycling Magazin 54: 18–19. NAV. 2013. ―NAV Üzemanyagárak.‖ January 18. http://nav.gov.hu/magyar_oldalak/nav/szolgaltatasok/uzemanyag/uzemanyagarak/benzin ar_2012.html. Nnorom, Innocent Chidi, and Oladele Osibanjo. 2008. ―Electronic Waste (e-waste): Material Flows and Management Practices in Nigeria.‖ Waste Management 28 (8): 1472–1479. doi:10.1016/j.wasman.2007.06.012. Norgate, T.E., and W.J. Rankin. 2000. ―Life Cycle Assessment of Copper and Nickel Production.‖ In , 133–138. OECD. 2009. ―Fact Sheet: Extended Producer Responsibility.‖ February 8. http://www.oecd.org/env/resourceproductivityandwaste/factsheetextendedproducerrespons ibility.htm. OekoInstitut. 2012. Globales Emissions-Modell Integrierter Systeme v 4.8. OekoInstitut. OHÜ. 2012. ―Köszöntő - OHÜ Országos Hulladékgazdálkodási Ügynökség Nonprofit Korlátolt Felelősségű Társaság.‖ August 2. http://www.szelektivinfo.hu/. Oki, T., H. Yotsumoto, and S. Owada. 2004. ―Calculation of Degree of Mineral Matter Liberation in Coal from Sink–float Separation Data.‖ Minerals Engineering 17 (1) (January): 39–51. doi:10.1016/j.mineng.2003.09.009. Őri, István, Bálint Simon, and László Tamaska. 2010. ―A Magyar Energiaszektor Villamosenergia-termelésének Életciklus-, És „carbon Footprint‖ Elemzése‖. Budapest: GreenCapital. P.E. Fanta. 1974. ―The Ullmann Synthesis of Biaryls.‖ Synthesis: 9–21. Parsons, David. 2006. ―Printed Circuit Board Recycling in Australia‖. Proceeding presented at the 5th Australian Conference on Life Cycle Assessment – Achieving Business benefits using Life Cycle Assessment, Melbourne. Pasel, Ch, and W Wanzl. 2003. ―Experimental Investigations on Reactor Scale-up and Optimisation of Product Quality in Pyrolysis of Shredder Waste.‖ Fuel Processing Technology 80 (1) (January 10): 47–67. doi:10.1016/S0378-3820(02)00187-X. Pecht, Michael, and Yuliang Deng. 2006. ―Electronic Device Encapsulation Using Red Phosphorus Flame Retardants.‖ Microelectronics Reliability 46 (1) (January): 53–62. doi:10.1016/j.microrel.2005.09.001. Philip, Arthur, Britt Butler, James Edwards, Chris Fountain, Simon Hunt, and Norma Tuppurainen. 2003. ―The Isasmelt Process - an Example of Successful Inductrial R&D‖. Proceeding presented at the Yazawa Symposium, San Diego. Player, R.L. 2000. ―COPPER ISASMELT - PROCESS INVESTIGATIONS‖. Australia: Mount Isa Mines Limited. Probas. 2012. ―Prozessorientierte Basisdaten Für Umweltmanagement Insturmente.‖ http://www.probas.umweltbundesamt.de/php/index.php. Protomastro, Gustavo Fernández. 2009. ―Management of Electronic Scrap in Argentina‖ presented at the 3rd BOKU Waste Conference, Vienna. http://wasteconference.boku.ac.at/start.php. Quan, Cui, Aimin Li, and Ningbo Gao. 2010. ―Synthesis of Carbon Nanotubes and Porous Carbons from Printed Circuit Board Waste Pyrolysis Oil.‖ Journal of Hazardous Materials 179 (1–3) (July 15): 911–917. doi:10.1016/j.jhazmat.2010.03.092. Quan, Cui, Aimin Li, Ningbo Gao, and Zhang dan. 2010. ―Characterization of Products Recycling from PCB Waste Pyrolysis.‖ Journal of Analytical and Applied Pyrolysis 89 (1) (September): 102–106. doi:10.1016/j.jaap.2010.06.002. Quindt, Jörg. 1998. ―Zu Bewertung Der Aufarbeitung Pyrolisierter Leiterplatten‖. Clausthal: Technische Universität Clausthal. Rajeshwari, K. V. 2007. Tackling E-waste: Towards Efficient Management Techniques. Teri.

153

IRODALOMJEGYZÉK Rehl, T., J. Lansche, and J. Müller. 2012. ―Life Cycle Assessment of Energy Generation from biogas—Attributional Vs. Consequential Approach.‖ Renewable and Sustainable Energy Reviews 16 (6) (August): 3766–3775. doi:10.1016/j.rser.2012.02.072. Resource-Recycling. 2013. recycling.com/node/3141.

―Resource

Recycling.‖

May

1.

http://resource-

Rexeis, M., S. Hausberger, I. Riemersma, T. Tartakovsky, Y. Zvirin, M. Van Poppel, and E. Cornelis. 2005. Heavy Duty Vehicle Emissions (ARTEMIS). Richey, R. Glenn, Haozhe Chen, Stefan E. Genchev, and Patricia J. Daugherty. 2005. ―Developing Effective Reverse Logistics Programs.‖ Industrial Marketing Management 34 (8) (November): 830–840. doi:10.1016/j.indmarman.2005.01.003. Riess, M., H. Thoma, and R. van Eldik O Vierle. 2000. ―Identification of Flame Retardants in Polymers Using Curie Point Pyrolysis-gas Chromatography/mass Spectrometry.‖ J. Anal. Appl. Pyrolysis 53: 135–148. Rios, Pedro, Leslie Blyler, Lisa Tieman, Julie Ann Stuart, and Ed Grant. 2003. ―A Symbolic Methodology To Improve Disassembly Process Design.‖ Environmental Science & Technology 37 (23) (December 1): 5417–5423. doi:10.1021/es030524+. Rios, Pedro, Julie Ann Stuart, and Ed Grant. 2003. ―Plastics Disassembly Versus Bulk Recycling:  Engineering Design for End-of-Life Electronics Resource Recovery.‖ Environmental Science & Technology 37 (23) (December 1): 5463–5470. doi:10.1021/es034675o. Rogers, S. Dale, and Ronald Tibben-Lembke. 1998. ―Going Backwards: Reverse Logistics Trends and Practices‖. Nevada, Reno: University of Nevada, Reno Center for Logistics Management. RSM_DTM. 2013. ―Bérköltség Kalkulátor.‖ January 18. http://blog.rsmdtm.hu/berkoltsegkalkulator-2012.html. Ruixia, Guo, Yang Jianli, Liu Dongyan, and Liu Zhenyu. 2003. ―The Fate of As, Pb, Cd, Cr and Mn in a Coal During Pyrolysis.‖ J. Anal. Appl. Pyrolysis 00: 1–8. Sahni, Sahil, Avid Boustani, Timothy Gutowski, and Steven Graves. 2010. ―Electric Motor Remanufacturing and Energy Savings‖. MITEI-1-c-2010. MIT. Salhofer, Stefan, and Maria Tesar. 2011. ―Assessment of Removal of Components Containing Hazardous Substances from Small WEEE in Austria.‖ Journal of Hazardous Materials 186 (2–3) (February 28): 1481–1488. doi:10.1016/j.jhazmat.2010.12.030. Sato, Hiroaki, Kiyotaka Kondo, Shin Tsuge, Hajime Ohtani, and Nobuyuki Sato. 1998. ―Mechanisms of Thermal Degradation of a Polyester Flame-retarded with Antimony Oxide/brominated Polycarbonate Studied by Temperature-programmed Analytical Pyrolysis.‖ Polymer Degradation and Stability 62: 41–48. Schloemann, E. 1976. ―A Rotary-drum Metal Separator Using Permanent Magnets.‖ Resource Recovery and Conservation 2 (2) (December): 147–158. doi:10.1016/03043967(76)90005-6. Schluep, Mathias, Christian Hagelüken, Ruediger Kuehr, Federico Magalini, Claudia Maurer, Christina E.M. Meskers, Esther Mueller, and Feng Wang. 2009. ―Recycling - from Ewaste to Resources‖. Bonn: United Nations University. Senanayake, Gamini. 2005a. ―Gold Leaching by Thiosulphate Solutions: a Critical Review on copper(II)–thiosulphate–oxygen Interactions.‖ Minerals Engineering 18: 995–1009. ———. 2005b. ―Role of copper(II), Carbonate and Sulphite in Gold Leaching and Thiosulphate Degradation by Oxygenated Alkaline Non-ammoniacal Solutions.‖ Minerals Engineering 18: 409–426. Shibasaki, Maiya. 2009. ―Methode zur Prognose der Ökobilanz einer Großanlage auf Basis einer Pilotanlage in der Verfahrenstechnik : ein Beitrag zur Ganzheitlichen Bilanzierung.‖ Shibasaki, Maiya, and Stefan Albrecht. 2007. ―Life Cycle Assessment Prognosis for Sustainability‖ presented at the ECCE-6. Shibasaki, Maiya, Stefan Albrecht, and Thilo Kupfer. 2007. ―Small Scale and Large Scale Plants – Effect on Life Cycle Assessment‖ presented at the 17th European Symposium on Computer Aided Process Engineering.

154

IRODALOMJEGYZÉK

Shibasaki, Maiya, Matthias Fischer, and Leif Barthel. 2007. ―Effects on Life Cycle Assessment — Scale Up of Processes.‖ In Advances in Life Cycle Engineering for Sustainable Manufacturing Businesses, edited by Shozo Takata and Yasushi Umeda, 377–381. Springer London. http://www.springerlink.com/content/u5576017816lx168/abstract/. Simon, Bálint, and András Angyal. 2008. ―„Design for Recycling (DfR)‖ - Új Utak Az LCA Alkalmazásában‖ presented at the IV. Országos LCA Konferencia, Sopron. Simon, Bálint, and Rita Földényi. 2007. ―Hulladékká Vált NyÁK-lemezek Feldolgozása Pirolízissel.‖ Siófoki Országos Környezetvédelmi Konferencia: 317–326. Simon, Bálint, Bence Lukács, and László Tamaska. 2006. ―Öko-design, Környezettudatos Terméktervezés Az IT Szektorban - Áttekintés‖ presented at the Pannon Gazdaságtudományi Konferencia, Veszprém. Simon, Bálint, and Klára Szita Tóthné. 2012. ―A Rendszerhatárok És a Hatásvizsgálati Módszer Megválasztásának Szerepe Az LCA Eredményében – Az Elektromos-energia Előállítás Példáján Keresztül.‖ Ecomátrix (1-2). http://www.lcacenter.hu/index.php?id=72. Sinha-Khetriwal, Deepali, Philipp Kraeuchi, and Markus Schwaninger. 2005. ―A Comparison of Electronic Waste Recycling in Switzerland and in India.‖ Environmental Impact Assessment Review 25 (5) (July): 492–504. doi:10.1016/j.eiar.2005.04.006. Spengler, Thomas, Martin Ploog, and Marcus Schröter. 2003. ―Integrated Planning of Acquisition, Disassembly and Bulk Recycling: a Case Study on Electronic Scrap Recovery.‖ OR Spectrum 25 (3): 413–442. doi:10.1007/s00291-003-0119-5. Steelonthenet. 2013. ―Steel on the Net - Iron and Steel Industry News & Information.‖ January 15. http://www.steelonthenet.com/steel-prices.html. Steinert. 2007a. ―Steinert Brochure Magnetscheider.‖ www.steinert.de. ———. 2007b. ―_STEINERT: Überbandmagnetscheider.‖ www.steinert.de. Streicher-Porte, M. 2006. ―SWICO/S.EN.S, the Swiss WEEE Recycling Systems and Best Practices from Other European Systems.‖ In Proceedings of the 2006 IEEE International Symposium on Electronics and the Environment, 2006, 281 –287. doi:10.1109/ISEE.2006.1650077. Szita Tóthné, Klára. 2013. ―LCSA Application to Evaluate the Environmental Innovations‖ presented at the SETAC Europe 23rd Annual Meeting, May 16, Glasgow. Tálos, Péter. 2007. ―Nyomtatott Áramköri Lemezek Hasznosíthatóságának Tanulmányozása - Diplomadolgozat.‖ In Pannon Egyetem. Teller, Matthias, and Kerstin Gustmann. 1995. Pyrocom-Verfahren “Erprobung des Recyclings und der Entsorgung von Elektro- und Elektronikabfällen sowie flammfest ausgerüsteter Kunststoffabfälle im Technikumsmaßstab”: Abschlußbericht zum Forschungsvorhaben; Laufzeit: 01.08.1990 bis 30.09.1994. BC Berlin-Consult GmbH. Thomé-Kozmiensky, Karl J., Sophie Willnow, Günter Fleischer, Wulf-Peter Schmidt, Claus Christ, Georg Menges, Bernd Bilitewski, et al. 2000. ―Waste.‖ In Ullmann’s Encyclopedia of Industrial Chemistry. Wiley-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA. http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1002/14356007.b08_559.pub2/abstract. Török, Dr. István Tamás. 2000. ―Precipitációs Folyamatok Vizes Közegű Kémiai Metallurgiai És Egyes Felülettechnológiai Rendszerekben.‖ TTK_PTE. 2012. ―Műszeres http://ttk.pte.hu/analitika/letoltesek/jegyzet/.

Analitikai

Gakorlatok.‖

Tuncuk, A., V. Stazi, A. Akcil, E.Y. Yazici, and H. Deveci. 2012. ―Aqueous Metal Recovery Techniques from E-scrap: Hydrometallurgy in Recycling.‖ Minerals Engineering 25 (1) (January): 28–37. doi:10.1016/j.mineng.2011.09.019. USEPA. 2011. ―Electronics Waste Management in the United States Through 2009‖. EPA 530-R-11-002. US EPA. USGS. 2012. ―Mineral Commodity Summaries 2012‖. Reston, Virginia: USGS. VDI. 2005. ―VDI 2884 Beschaffung, Betrieb Und Instandhaltung von Produktionsmitteln Unter Anwendungen von Life CYcle Costing.‖

155

IRODALOMJEGYZÉK Veglió, F., R. Quaresima, P. Fornari, and S. Ubaldini. 2003. ―Recovery of Valuable Metals from Electronic and Galvanic Industrial Wastes by Leaching and Electrowinning.‖ Waste Management 23: 245–252. Vehlow,, Jurgen, B. Bergfeldt, H. Hunsinger, K. Jay, Frank E. Mark, Lein Tange, Dieter Drohman, and Herbert Fisch. 2002. ―Recycling of Bromine from Plastics Containing Brominated Flame Retardants in State-ofthe-art Combustion Facilities‖. Brussels: FZKA, Vehlow,, Jurgen, T. Wanke, B. Bergfeldt, and Frank E. Mark. 1997. ―Co-combustion of E+E Waste Plastics in the TAMARA Test Plant‖ presented at the 5th Annual North American Waste-to-Energy Conf. (NAWTEC V), Research Triangle Park, N.C. Veit, H.M., T.R. Diehl, A.P. Salami, J.S. Rodrigues, A.M. Bernardes, and J.A.S. Tenório. 2005. ―Utilization of Magnetic and Electrostatic Separation in the Recycling of Printed Circuit Boards Scrap.‖ Waste Management 25 (1): 67–74. doi:10.1016/j.wasman.2004.09.009. Volz, Dr. Thorsten. 2008. GaBi 4 Software-System and Databases for Life Cycle Engineering. LBP Chair of Building Physics University of Stuttgart and PE International GmbH Leinfelden-Echterdingen. Wäger, P.A., R. Hischier, and M. Eugster. 2011. ―Environmental Impacts of the Swiss Collection and Recovery Systems for Waste Electrical and Electronic Equipment (WEEE): A Follow-up.‖ Science of The Total Environment 409 (10) (April 15): 1746–1756. doi:10.1016/j.scitotenv.2011.01.050. Wang, F.S., A.J. Richardson, and F.A. Roddick. 1996. ―SWIM — A Computer Model for Solid Waste Integrated Management.‖ Computers, Environment and Urban Systems 20 (4–5) (July): 233–246. doi:10.1016/S0198-9715(96)00019-1. Wang, Frank Cheng-Yu. 2000. ―Polymer Additive Analysis by Pyrolysis–gas Chromatography II. Flame Retardants.‖ Journal of Chromatography A 886: 225–235. Welz, Bernhard, Michael Sperling, and Mart?n Resano. 2008. Atomic Absorption Spectrometry. John Wiley & Sons. Wetering, Van De. 2002. ―Review of Corrosion in Waste Incineration and Possible Effect of Bromine‖. Apeldoorn: TNO Industrial Technology. White, Charles David, Eric Masanet, Christine Meisner Rosen, and Sara L Beckman. 2003. ―Product Recovery with Some Byte: An Overview of Management Challenges and Environmental Consequences in Reverse Manufacturing for the Computer Industry.‖ Journal of Cleaner Production 11 (4) (June): 445–458. doi:10.1016/S0959-6526(02)00066-5. Widmer, Rolf, Heidi Oswald-Krapf, Deepali Sinha-Khetriwal, Max Schnellmann, and Heinz Böni. 2005. ―Global Perspectives on E-waste.‖ Environmental Impact Assessment Review 25 (5) (July): 436–458. doi:10.1016/j.eiar.2005.04.001. Williams, J.A.S. 2006. ―A Review of Electronics Demanufacturing Processes.‖ Resources, Conservation and Recycling 47 (3) (June): 195–208. doi:10.1016/j.resconrec.2005.11.003. Yang, Jianxin, Bin Lu, and Cheng Xu. 2008. ―WEEE Flow and Mitigating Measures in China.‖ Waste Management 28 (9): 1589–1597. doi:10.1016/j.wasman.2007.08.019. Zhang, Shunli, and Eric Forssberg. 1998. ―Optimization of Electrodynamic Separation for Metals Recovery from Electronic Scrap.‖ Resources, Conservation and Recycling 22 (3–4) (June): 143–162. doi:10.1016/S0921-3449(98)00004-4. Zhang, Shunli, Eric Forssberg, Bo Arvidson, and William Moss. 1998. ―Aluminum Recovery from Electronic Scrap by High-Force® Eddy-current Separators.‖ Resources, Conservation and Recycling 23 (4) (September): 225–241. doi:10.1016/S0921-3449(98)00022-6. Zhang, Shunli, and Eric Frossberg. 1997. ―Mechanical Separation Oriented Characterisation of Electronic Scrap.‖ Resources Conservation and Recycling 21: 247–269. Zhou, Yihui, and Keqiang Qiu. 2010. ―A New Technology for Recycling Materials from Waste Printed Circuit Boards.‖ Journal of Hazardous Materials 175 (1–3) (March 15): 823– 828. doi:10.1016/j.jhazmat.2009.10.083.

156

I. SZ. MELLÉKLET

I. sz. Melléklet HEEB kategóriáénkénti várható komponenstartalma, valamint a komonensek anyagtartalma 48. táblázat: Kategóriák m/m% szerinti komponenstartalma (E-Elektra_Zrt. 2007; Huisman et al. 2007; Salhofer and Tesar 2011) kategóriák 1

2

3

4

6

7

8

9

10

vas (gyenge minőségű acél)

56,50%

20,25%

40,00%

36,40%

29,34%

29,85%

20,25%

71,05%

71,05%

saválló

2,00%

2,00%

0,55%

1,75%

0,72%

2,00%

réz

2,50%

2,50%

2,83%

2,83%

2,58%

2,50%

4,10%

4,10%

alumínium

2,00%

4,00%

3,75%

2,92%

4,37%

4,00%

1,00%

1,00%

kábel

3,00%

7,00%

4,70%

3,75%

6,44%

7,00%

0,90%

0,90%

NyHL

0,20%

1,00%

6,90%

6,31%

0,39%

1,00%

1,00%

21,50%

60,00%

45,00%

LC D

0,98%

0,00%

képernyő üveg

5,74%

6,67%

kónusz üveg

2,90%

3,33%

8,64%

11,00%

üveg(1)

0,30%

beton

14,00%

fa

1,40%

3,30%

kevert fémek műanyag (ált.)

13,00%

EPDM

1,50%

PUR

0,10%

45,00%

22,50%

20,45%

5,90%

5,90%

12,70%

12,70%

0,65%

0,65%

3,70%

3,70%

0,12%

PS ABS

2,00%

2,81%

PC

0,80%

0,07%

PMMA

0,70%

PA

0,30%

PE

0,45%

PET

0,10%

motor

15,00%

1,50%

tekercs akku + kondenzátor

27,50%

15,00%

0,43% 0,50%

elem

0,10%

0,45%

0,53%

0,09%

0,15%

0,15%

0,06%

0,95%

0,05%

0,15%

2,00%

5,00%

9,10%

3,00%

festékpatron + kazetta hulladék/egyebek

5,39%

0,10%

1,20% 3,00%

3,00%

1,50%

157

I. SZ. MELLÉKLET 49. táblázat: Egyes komponensek „nyersanyagtartalma” (Huisman et al. 2007; Lehner and Vikdahl; Parsons 2006; Sahni et al. 2010) Kábelek

Elemek

LC D

Kondenzátor

Ag Al

2,0%

1,0%

0,0%

21,0%

Au

5,6625%

0,0011%

0,0004%

0,004%

kónusz

12%

1,17%

0,73%

0,0325% 0,0724%

Cu

32,5%

1,0%

5,0%

22,1778%

Fe

0,5%

12,0%

2,0%

6,3750%

Hg

0,0%

0,0600%

0,003%

0,0501%

0,0001%

Mn

9%

0,4700%

Ni

0,7238% 0,001%

0,0135%

0,098%

1,6533%

1,4714%

Pd

0,0100%

Sb

0,1350%

Sc

0,0055%

Se

0,0041%

Sn

1,8286%

Sr

0,0010%

Te

0,0001%

Ti Zn

ernyő üveg

0,7350% 0,0%

Cr

Pb

motor

0,0897%

Bi Cd

NyHL 0,1463%

19,81%

3,29%

3,4000% 0,05%

Műanyag

18,0%

0,0%

6,0%

0,0%

14,0%

25,0%

0%

86,0%

0,12%

1,2714%

Aromások Üveg PC B PVC

0,0%

20%

63,87%

65,0%

Elektroac él

45%

saválló

12%

öntöttvas epoxy

16% 20%

2%

B

158

53,59%

0,30%

0,21%

Ba

7,15%

3,63%

Ca

1,56%

0,94%

Ce

0,13%

K

7,76%

10,80%

Mg

0,62%

0,31%

Na

5,98%

2,24%

II SZ. MELLÉKLET

II sz. Melléklet A kísérletek hőmérséklet-profilja

159

II SZ. MELLÉKLET

160

III. SZ. MELLÉKLET

III. sz. Melléklet A pirolízis olaj GC-MS kromatogramja és néhány meghatározott vegyület 50. táblázat: 350 °C-os, 1 órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves anyag összetétele (felső fázis víz alapú, középső és alsó fázis olaj alapú) Retenciós idő,

Termék

Molekula tömeg [g/mol]

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

perc OH

1,34

fenol

alsó fázisban

94

N

1,46

benzonitril

103

alsó fázisban

CH3

1,85

2-metil-fenol

OH

108

alsó fázisban

OH

2,02

3-metil-fenol

108

alsó fázisban CH3

OH

3,21

2-etil-fenol

CH3

122

alsó fázisban

N

3,56

hexéndinitril

felső fázisban

108

szerves N

részében

OH

4,49

3-(1-metiletil)-fenol

136

alsó fázisban H3C

10,77

hidrogénbromid

80

CH3

H

Br

felső fázis vizes részében 161

III. SZ. MELLÉKLET

51. táblázat: 350 °C-os, 2 órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves anyag összetétele Retenciós idő,

Termék

Molekula tömeg [g/mol]

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

perc alsó és felső

OH

1,36

fenol

(szerves

94

részében) fázisban

3-bróm1,61

propán-1,2-

OH 154

diol

felső fázis

Br

OH

alsó és felső

CH3

2,02

2-metil-fenol

vizes részében

OH

108

(szerves részében) fázisban alsó és felső

OH

2,23

3-metil-fenol

(szerves

108

részében) CH3

OH

3,43

2-etil-fenol

CH3

122

alsó fázisban

OH

4,80

3-(1-metiletil)-fenol

162

hidrogénbromid

80

alsó és felső (szerves

136

részében) H3C

10,07

fázisban

CH3

H

Br

fázisban felső fázis vizes részében

III. SZ. MELLÉKLET

52. táblázat: 450 °C-os, fél órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves anyag összetétele Retenciós idő,

Termék

Molekula tömeg [g/mol]

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

perc OH

1,32

fenol

középső és

94

alsó fázisban

CH3

1,78

2-metil-fenol

OH

108

középső és alsó fázisban

OH

4,32

3-(1-metiletil)-fenol

136

alsó fázisban H3C

CH3

163

III. SZ. MELLÉKLET

53. táblázat: 450 °C-os, 1 órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves anyag összetétele Retenciós idő

Termék

Molekula tömeg [g/mol]

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

perc O

1,31

fenilkarbamát

O

NH2

137

alsó fázisban

OH

1,34

fenol

felső fázis

94

vizes részében

CH3

1,88

2-metil-fenol

OH

108

felső fázis vizes részében

OH

2,06

3-metil-fenol

felső fázis

108

vizes részében CH3

OH

3,23

2-etil-fenol

CH3

felső fázis

122

vizes részében

OH

4,53

3-(1-metiletil)-fenol

felső fázis

136

vizes részében H3C

164

CH3

III. SZ. MELLÉKLET

54. táblázat: 450 °C-os, 2 órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves anyag összetétele Retenciós idő,

Molekula Termék

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

[g/mol]

perc

1,30

tömeg

2,2‘-oxidietanol

106

O HO

OH

felső fázis vizes részében

O

1,31

fenilkarbamát

O

NH2

alsó

137

fázisban

CH3 1,98

allil-butirát

felső fázis

128

vizes részében

O 13,79

hidrogénbromid

80

CH2

O

H

Br

felső fázis vizes részében

165

III. SZ. MELLÉKLET

55. táblázat: 600 °C-os, fél órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves anyag összetétele Retenciós idő,

Termék

Molekula tömeg [g/mol]

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

perc OH

1,35

fenol

alsó és középső

94

fázisban CH3

1,81

2-metil-fenol

OH

108

alsó és középső fázisban

OH

4,39

3-(1-metiletil)-fenol

alsó és 136

középső fázisban H3C

11,93

166

hidrogénbromid

80

CH3

H

Br

felső fázis vizes részében

III. SZ. MELLÉKLET

56. táblázat: 600 °C-os, 1 órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves anyag összetétele Retenciós idő,

Termék

Molekula tömeg [g/mol]

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

perc O

1,33

fenilkarbamát

O

NH2

137

alsó és középső fázisban

CH3

1,80

2-metil-fenol

OH

108

alsó fázisban

OH

4,33

3-(1-metiletil)-fenol

középső

136

fázisban H3C

11,44

hidrogénbromid

80

CH3

H

Br

felső fázis vizes részében

167

III. SZ. MELLÉKLET

57. táblázat: 600 °C-os, 2 órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves anyag összetétele Retenciós idő,

Termék

Molekula tömeg [g/mol]

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

perc OH

1,33

fenol

alsó és középső

94

fázisban CH3

1,82

2-metil-fenol

OH

108

alsó és középső fázisban

OH

3,19

2-etil-fenol

CH3

középső

122

fázisban

O

OH

felső fázis 3,37

benzoesav

122

szerves részében

OH

4,39

3-(1-metiletil)-fenol

alsó és 136

középső fázisban H3C

CH3

CH3 O

2-bróm-111,16

fenil-propán-1-

Br

213

fázisban

on

12,21

168

hidrogénbromid

80

középső

H

Br

felső fázis vizes részében

III. SZ. MELLÉKLET

58. táblázat: Intenzív felfűtéssel, 600 °C-on, 1 órás tartózkodási idejű kezelés során képződött olaj szerves-anyag összetétele Retenciós idő,

Termék

Molekula tömeg [g/mol]

Szerkezeti képlet

Megjegyzés

perc OH

1,35

fenol

alsó és középső

94

fázisban OH

1,81

4-oxopentánsav

116

felső fázis

O O

részében

CH3 CH3

1,86

2-metil-fenol

szerves

alsó és

OH

108

középső fázisban

CH3

2,98

2,3-dimetilfenol

122

H3C

OH

OH

3,25

2-etil-fenol

CH3

122

alsó fázisban

alsó és középső fázisban

OH

4,58

3-(1-metiletil)-fenol

középső

136

fázisban H3C

CH3 OH

5,18

4-propil-fenol

136

alsó fázisban

CH3

14,11

hidrogénbromid

80

H

Br

felső fázis vizes részében

169

IV. SZ. MELLÉKLET

IV. sz. Melléklet a pirolízis maradék fémtartalma 59. táblázat: 350 °C-on 1 órán át kezelt NyHL fémtartalma

Fém

mg fém/kg NyHL

g fém/kg NyHL

Ag

101,03

0,10

Au

130,60

0,13

Cu

175 928,53

175,93

Pd

2,39

0,0024

Pt

kmha

kmha

Rh

7,22

0,0072

60. táblázat: 450 °C-on 1 órán át kezelt NyHL fémtartalma

Fém

mg fém/kg NyHL

g fém/kg NyHL

Ag

33,07

0,03

Au

39,17

0,04

Cu

175285,70

175,29

Pd

kmha

kmha

Pt

kmha

kmha

Rh

4,36

0,0044

61. táblázat: 450 °C-on 2 órán át kezelt NyHL fémtartalma

170

Fém

mg fém/kg NyHL

g fém/kg NyHL

Ag

792,85

0,7929

Au

19,31

0,0193

Cu

300700,95

300,7010

Pd

36,53

0,0365

Pt

kmha

kmha

Rh

kmha

kmha

IV. SZ. MELLÉKLET

62. táblázat: 600 °C-on 1 órán át kezelt NyHL fémtartalma

Fém

mg fém/kg NyHL

g fém/kg NyHL

Ag

191,42

0,19

Au

6,96

0,007

Cu

288567,72

288,57

Pd

67,50

0,067

Pt

kmha

kmha

Rh

10,02

0,01

171

V. SZ. MELLÉKLET

V. sz. melléklet A szállítóeszközök leltára

63. táblázat: Benzin és dízel üzemű személygépkocsik arány Magyarországon 2012-ben

üzemanyag

benzin

dízel

kibocsátási arány teljes norma kategórián megoszlás (EURO) belül 5 3% 4 15% 65% 3 56% 2 26% 5 8% 4 25% 35% 3 46% 2 21%

64. táblázat: Tehergépkocsik aránya Magyarországon 2012-ben

3,5 tonna kibocsátási norma (EURO) 5 4 3 2

alatt arány 6,5% 18,0% 60,5% 15,0%

3,5 tonna kibocsátási norma (EURO) 5 4 3 2

felett arány 3,0% 10,0% 45,5% 41,5%

65. táblázat: Személygépkocsi emissziói (Rexeis et al. 2005; M. Baumann et al. 2012)

személygépkocsi (magyar átlag flotta, szállítási forgatókönyv) input áram mennyiség egység output áram mennyiség egység

dízel

172

5,13E+01

g/km

CO NOx PM CO2 CH4 NMHC SO2 N2 O NH3

2,42E-01 6,40E-01 3,54E-03 1,62E+02 6,74E-04 3,30E-02 2,05E-04 7,95E-03 1,00E-03

g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km

V. SZ. MELLÉKLET

66. táblázat: Személygépkocsi emissziói (Rexeis et al. 2005)

személygépkocsi (magyar átlag flotta, szállítási forgatókönyv) input áram mennyiség egység output áram mennyiség egység

benzin

6,33E+01

g/km

CO NOx PM CO2 CH4 NMHC SO2 N2 O NH3

3,90E-01 1,04E-01 1,58E-03 1,99E+02 1,88E-03 2,16E-02 1,17E-03 6,63E-03 2,00E-02

g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km

67. táblázat: Furgon emissziói

furgon ca. 3,5 t (magyar átlag flotta, szállítási forgatókönyv) input áram mennyiség egység output áram mennyiség egység

benzin

5,40E+01

g/km

CO NOx PM CO2 CH4 NMHC SO2 N2 O NH3

2,72E-01 6,91E-01 3,56E-03 1,70E+02 8,14E-04 3,99E-02 2,16E-04 8,25E-03 2,00E-02

g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km

68. táblázat: Tehergépkocsi emissziói teherautó ca. 7,5 t (magyar átlag flotta, szállítási forgatókönyv)

mennyiség input áram

üzemanyag

átlag

0% terhelés

1,04E+02

9,34E+01

100% terhelés 1,09E+02

egység

g/km

output áram CO NOx PM CO2 CH4 NMHC SO2 N2 O NH3

mennyiség átlag 5,98E-01 2,42E+00 6,43E-03 3,33E+02 3,37E-03 1,65E-01 4,23E-04 6,20E-03 5,00E-03

0% terhelés 5,86E-01 2,24E+00 6,42E-02 2,99E+02 3,44E-03 1,69E-01 3,80E-04 6,20E-03 1,00E+00

100% terhelés 6,14E-01 2,59E+00 6,45E-02 3,48E+02 3,31E-03 1,62E-01 4,41E-04 6,20E-03 2,00E+00

egység

g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km

173

V. SZ. MELLÉKLET 69. táblázat: Tehergépkocsi emissziói teherautó ca. 7,5 t (magyar átlag flotta, szállítási forgatókönyv)

mennyiség input áram

üzemanyag

átlag

0% terhelés

1,08E+02

9,82E+01

100% terhelés 1,12E+02

egység

g/km

output áram

átlag

CO NOx PM CO2 CH4 NMHC SO2 N2 O NH3

5,40E-01 2,53E+00 5,33E-03 3,44E+02 2,42E-03 1,18E-01 4,36E-04 4,86E-03 5,00E-03

mennyiség 0% terhelés 5,02E-01 2,38E+00 5,18E-02 3,13E+02 2,45E-03 1,20E-01 3,97E-04 4,86E-03 5,00E-03

100% terhelés 5,81E-01 2,67E+00 5,51E-02 3,55E+02 2,39E-03 1,17E-01 4,51E-04 4,86E-03 5,00E-03

egység

100% terhelés 9,88E-01 4,13E+00 9,17E-02 5,40E+02 3,87E-03 1,90E-01 6,86E-04 4,86E-03 5,00E-03

egység

g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km

70. táblázat: Tehergépkocsi emissziói teherautó ca. 12 t (magyar átlag flotta, szállítási forgatókönyv)

mennyiség input áram

üzemanyag

174

átlag

0% terhelés

1,61E+02

1,42E+02

100% terhelés 1,70E+02

egység

g/km

output áram

átlag

CO NOx PM CO2 CH4 NMHC SO2 N2 O NH3

8,99E-01 3,83E+00 8,74E-03 5,10E+02 3,94E-03 1,93E-01 6,48E-04 4,86E-03 5,00E-03

mennyiség 0% terhelés 8,13E-01 3,53E+00 8,33E-02 4,51E+02 4,02E-03 1,97E-01 5,72E-04 4,86E-03 5,00E-03

g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km g/km

m.

a.

a.

a.

m.

pirolízis (olajszármazékok) a.

m.

kohó (H2SO4) a.

m.

műanyag-égetés a.

m.

pyromaat a.

Cu m.

a.

Al m.

a.

Fe m.

4,72E-01 3,67E-01 9,41E-04 7,32E-04 0,00E+00 0,00E+00 2,32E+00 2,13E+00 2,22E+00 2,04E+00 4,68E+00 4,61E+00 3,96E-01 3,41E-01 0,00E+00 0,00E+00

3,21E+04 2,50E+04 1,42E+05 1,10E+05 1,61E-01 1,26E-01 1,40E+06 1,28E+06 1,34E+06 1,23E+06 3,18E+05 3,13E+05 6,41E+05 5,52E+05 3,40E+06 3,48E+06

6,54E+00 5,09E+00 3,22E+01 2,51E+01 3,93E+00 3,06E+00 4,16E+02 3,82E+02 3,98E+02 3,65E+02 6,48E+01 6,39E+01 1,37E+02 1,18E+02 0,00E+00 0,00E+00

6,65E+03 5,18E+03 2,63E+04 2,04E+04 1,82E+03 1,41E+03 8,21E+05 7,53E+05 7,86E+05 7,21E+05 6,59E+04 6,49E+04 2,33E+07 2,00E+07 1,03E+06 1,06E+06

összesítet [MJ t ekvivalenci 6,26E+07 4,88E+07 6,14E+07 4,78E+07 3,21E+08 2,50E+08 3,37E+02 2,63E+02 2,72E+09 2,50E+09 2,61E+09 2,39E+09 6,08E+08 6,00E+08 1,28E+09 1,10E+09 5,89E+09 6,04E+09 energiasz a] ükséglet

szárazföld [kg DC B i toxicitási ekvivalenci 9,99E+01 7,78E+01 9,79E+01 7,62E+01 2,45E+02 1,91E+02 8,37E+00 6,51E+00 2,79E+04 2,56E+04 2,67E+04 2,45E+04 9,70E+02 9,56E+02 8,66E+03 7,45E+03 5,75E+04 5,89E+04 potenciál a]

humán [kg DC B toxicitási ekvivalenci 6,78E+03 5,28E+03 potenciál a] szmogkép [kg etilén ződési ekvivalenci 6,67E+00 5,19E+00 potenciál a] nyersany ag[kg Sb források ekvivalenci 3,27E+04 2,55E+04 kiemrülés a] e [kg ózonréteg C FC (11) károsító 4,82E-01 3,75E-01 ekvivalenci potenciál a]

eutrofizáci [kg foszfát ós ekvivalenci 5,98E+01 4,66E+01 5,86E+01 4,57E+01 1,68E+01 1,31E+01 4,71E+01 3,67E+01 2,19E+03 2,01E+03 2,09E+03 1,92E+03 5,81E+02 5,73E+02 6,94E+02 5,97E+02 4,30E+03 4,40E+03 potenciál a]

savasodá [kg SO2 si ekvivalenci 6,75E+02 5,26E+02 6,62E+02 5,15E+02 3,42E+02 2,66E+02 1,14E+04 8,90E+03 8,98E+04 8,24E+04 8,59E+04 7,88E+04 6,56E+03 6,46E+03 1,51E+04 1,30E+04 4,71E+04 4,83E+04 potenciál a] globális [kg C O2 felmelege ekvivalenci 1,63E+05 1,27E+05 1,60E+05 1,25E+05 4,43E+04 3,45E+04 8,89E+07 6,92E+07 8,14E+06 7,47E+06 7,79E+06 7,14E+06 1,59E+06 1,56E+06 3,39E+06 2,91E+06 2,08E+07 2,13E+07 dési a] potenciál

m.

kohósítás (C u)

pirolízis (C u)

VI. SZ. MELLÉKLET

VI. sz. melléklet

A másodlagos nyersanyagokkal elkerülhető környezeti hatások (az elsődlegeesek helyettesítésével)

71. táblázat: Eelkerülhető környezeti hatások a technológiák termékeinek jóváírásával

175

VII. SZ. MELLÉKLET

VII. sz. melléklet Másodlagos nyersanyagforrások a hulladékban

A HEEB mennyisége Magyarországon évi mintegy 20-50 %-os évi növekedést mutatott a 2008-as hitelválságig. Az Országos Hulladékgazdálkodási Ügynökség (OHÜ) előrejelzései szerint a jövőben ismét növekedő trend várható. Az EU-ban 2006-ban 6,5 millió tonna keletkezett HEEB-et regisztráltak (Dalrymple et al. 2007). Ezzel szemben az USA-ban csupán 2,25 millió tonnát gyűjtöttek vissza, habár becslések szerint ennek négyszerese pihen egy köztes tárolóban, pincében vagy padláson, és több mint 400 millió tonna elektromos és elektronikus terméket (E+E termék) értékesítettek 2009-ben (USEPA 2011). A sorban Kína a következő, ahol 2008-ban 2,12 millió tonna HEEB keletkezett, amibe még nincs beleszámolva az importként országba érkező mennyiség (Schluep et al. 2009). Japán és Kanada alig érik el az 1 millió tonnát, majd a félmillió tonnát elérő országok sorakoznak, azokat pedig a Magyarországhoz hasonló pár tízezer tonnát megközelítő államok követik (lásd 72. táblázat) (Protomastro 2009; Schluep et al. 2009; Boeni, Silva, and Ott; Nnorom and Osibanjo 2008; Aizawa, Yoshida, and Sakai 2008). Így a világ gazdaságilag aktívabb fele közel 15 millió tonna éves regisztrált és begyűjtött HEEB mennyiséget generál, ami teljes világátlagban a 18 millió tonnát is elérheti. 72. táblázat: Évente átlagban keletkező HEEB mennyisége (Dalrymple et al. 2007; USEPA 2011; Schluep et al. 2009; Aizawa, Yoshida, and Sakai 2008; Protomastro 2009; Boeni, Silva, and Ott; Nnorom and Osibanjo 2008)

ország/államközösség

tonna HEEB / év (refrenciaévek 2003-2009)

ország/államközösség

tonna HEEB / év (refrenciaévek 2003-2009)

EU

6,50E+06

India

4,39E+05

USA

2,25E+06

Argentína

1,00E+05

Kína

2,21E+06

Dél-Afrika

5,97E+04

Japán

8,60E+05

Mexikó

2,80E+04

Kanada

8,60E+05

Nigéria

1,25E+04

Brazília

6,79E+05

Kenya

7,35E+03

Összesen

1,40E+07

A HEEB-ek pontosabb regisztrálhatóságának, és kezelhetőségének érdekében az elektromos és elektronikai hulladékokról szóló EU direktíva 10 külön kategóriára osztja azokat, melyek további A, B és C alkategóriákra oszthatók (2002/96/EC 2002): 1. 2. 3. 4. 5.

6. 7. 8. 176

Háztartási nagygépek Háztartási kisgépek Információs (IT) és távközlési berendezések Szórakoztató elektronikai cikkek Világítótestek, kivéve a normálizzók, halogénizzók és a háztartásban használt lámpatestek a. Gázkisüléses elven működő lámpák Elektromos és elektronikus barkácsgépek, szerszámok, kivéve a helyhez kötött, nagyméretű ipari szerszámok Játékok, szabadidős és sportfelszerelések Orvosi berendezések, kivéve a beültetett és a fertőzött orvosi berendezések

VII. SZ. MELLÉKLET

9. Ellenőrző, vezérlő és megfigyelő eszközök 10. Adagoló automaták. Egy átlag európai mintában a tömeg szerinti eloszlásban érthetően a nagy háztartási gépek állnak az első helyen (lásd még 96. ábra), majd a szórakoztató és információs és telekommunikációs (IT) eszközök, valamint a háztartási kis gépek adnak jelentős mennyiséget (Huisman et al. 2007). A HEEB anyagi összetételében igen sokszínű. Átlagban tömegének több mint felét fémek alkotják, hatodát műanyagok, de találhatók benne még monitorok és kijelzők üveg alkatrészei, mérgező anyagok (különböző elektrolitok, nehézfémek), kábelek és 2 %-ban nyomtatott huzalozású lemezek (NyHL) (Widmer et al. 2005).

96. ábra: HEEB anyagi minőség szerinti felbontása Huisman és Widmer nyomán (Huisman et al. 2007; Widmer et al. 2005) A durván becsült összetétel, és a gazdaságilag fontos régiókban begyűjtött évi közel 15 millió tonna kombinációjából adódik, hogy évi mintegy 9 millió tonna fém rejtőzik ezekben a hulladékokban. Itt felhívnám a figyelmet arra, hogy a begyűjtési és feldolgozási százalék világátlagban közel sem kielégítő, az EU direktíva is csupán fejenkénti begyűjtési kötelezettséget ír elő, az újrahasznosítási ráta forgalomba kerülő elektronikai eszközökhöz viszonyítása, illetve az újrahasznosítandó komponensek (például fémek) meghatározása helyett. Így még szignifikáns másodlagos nyersanyagforrásokat tartogat ez a hulladékforma. 177

VII. SZ. MELLÉKLET A további összetétel alapján értékes másodlagos nyersanyagforrások a következők (de Ron and Penev 1995): -

katódsugárcső (CRT), fémkeretek, burkolatok, NyHL, kábelek, kondenzátorok, motorok.

A CRT kónusz üvegének egyik igen fontos alkotóelem az ólom-oxid, amit viszonylag könnyű újrahasznosítani. Ezt átlagosan, ólomtartalomra vetítve 20%-ban tartalmazza a CRT monitorok képcsöve (Icer 2003; ICF_Inc. 1999). A fémkeretek, burkolatok anyaga többnyire valamilyen gyenge minőségű acél ötvözet, vagy alumínium. Általában a műanyag mellet ennek a frakciónak a legnagyobb a tömegaránya a HEEB-ben (Salhofer and Tesar 2011; Huisman et al. 2007; E-Elektra_Zrt. 2007). A NyHL-ek nagyon összetett és fontos alkatrészei az elektronikai berendezéseknek, mindegyik kategóriában megtalálhatók, különböző minőségben és mennyisében. Alapvető szerkezetüket a 3.1.1-es fejezet tárgyalja. Fémtartalmuk igen magas: 50-60 m/m % körül mozog. A NyHL fő alkotója a fémek közül a réz koncentrációja 25 m/m % körül mozog, de megtalálhatók benne különböző nemesfémek is, melyek igen értékes „hulladékká‖ teszik (Morf and Taverna 2004; Parsons 2006; Lehner and Vikdahl; Cui and Zhang 2008; Schluep et al. 2009; C.-H. Lee et al. 2004). A kábelek alapvetően két fő egységből állnak, a vezetőréteg, ami a teljes tömeg 1/3-át teszi ki és anyaga jellemzően réz, valamint a maradék elsősorban PVC szigetelés (Morf and Taverna 2004; Schluep et al. 2009; Crowe et al. 2003). A kondenzátorok fő alkotója alumínium és műanyag, de elsősorban elektrolit tartalmuk miatt fontosak, ami toxikus komponensekből áll (Salhofer and Tesar 2011; Morf and Taverna 2004; Schluep et al. 2009). Az elektromotorok fontos alkatrészei a kisebb-nagyobb háztartási eszközöknek és játékoknak. Igen magas a fémtartalmuk, a tömegük 95 %-át elektroacél, acél, alumínium és réz teszi ki, így újrahasznosításuk is viszonylag könnyű (Sahni et al. 2010; CEMEP 2011). Az I. mellékletben közölt összetételt és a már említett 15 millió tonnát (világon évente begyűjtött becsült mennyiség), valamint Huisman és mtsai. (2007) szerinti átlagos összetételt figyelembe véve a másodlagos nyersanyag, illetve további feldolgozást igénylő alkatrész mennyiség a 73. táblázatnak megfelelő mennyiségű (Huisman et al. 2007).

178

VII. SZ. MELLÉKLET

73. táblázat: 15 millió tonna HEEB összetétele Frakció

tonna

Frakció

tonna

6,70E+06

beton

1,03E+06

saválló

2,41E+05

fa

2,07E+05

réz

3,85E+05

kevert fémek

3,45E+03

alumínium (ált.)

3,98E+05

műanyag (ált.)

3,11E+06

kábel

5,64E+05

motor

5,13E+05

NyHL

3,96E+05

tekercs

1,36E+04

LCD

2,39E+04

kondenzátor

6,65E+04

képernyő

3,51E+05

elem

1,22E+04

kónusz üveg

1,76E+05

festékpatron + kazetta

2,93E+04

üveg

2,21E+04

hulladék/egyeb ek

3,83E+05

vas (gyenge minőségű acél low alloy)

Ez a lista tovább részletezhető, és az alkatrészek összetételének ismeretében a teljes másodlagos nyersanyagtartalom is kalkulálható (lásd 74. táblázat). Legnagyobb arányban az acél, műanyagok és beton található meg a hulladékban. Ezen kívül tartalmaz még tetemes mennyiségű rezet, alumíniumot, üveget és fát. Ezek újrahasznosítása kecsegtet a legnagyobb energia-megtakarítási lehetőséggel. Az igazi értéket a viszonylag magas arany és ezüst, valamint a ritkábban előforduló-, vagy technológiailag fontos fémek adják (pl.: platina, palládium, cink stb.). Ezek értékesítése az elsődleges bevételi forrás az újrahasznosítóknak.

179

VII. SZ. MELLÉKLET 74. táblázat: 15 millió tonna HEEB másodlagos nyersanyagtartalma másodlagos nyersanyag

tonna

másodlagos nyersanyag

tonna

Ag

5,79E+02

Pd

3,96E+01

Al

5,12E+05

Sb

5,34E+02

Au

3,55E+02

Sc

2,18E+01

B

3,65E+02

Se

1,62E+01

Ba

3,15E+04

Sn

7,24E+03

Bi

2,91E+03

Sr

1,16E+04

Ca

7,13E+03

Te

3,96E-01

Cd

1,32E+02

Ti

1,39E+04

Ce

4,57E+02

Zn

1,15E+04

Cr

2,87E+02

acél (gyenge min.)

6,70E+06

Cu

7,06E+05

acél (saválló)

3,03E+05

Fe

3,06E+04

acél (elektro)

2,31E+05

Hg

2,08E+02

öntöttvas

8,21E+04

K

4,63E+04

Beton

1,03E+06

Mg

2,74E+03

Műanyag (ált.)

3,50E+06

Mn

1,86E+03

Üveg

4,41E+05

Na

2,49E+04

műgyanta (epoxy, fenol)

8,94E+04

Ni

2,86E+03

Fa

2,07E+05

Pb

4,19E+04

Ha összevetjük a fémeknek a világon évente átlagosan kitermelt mennyiségét a HEEB-ben megtalálható mennyiséggel, akkor esetenként igen magas arányokkal is találkozhatunk (lásd 75. táblázat). Példaként megemlíthető, hogy a bizmut fém éves termelése a világon 2010-ben 8,90*103 tonna volt (USGS 2012). A világon évente begyűjtött HEEB-ekben az irodalmi adatok alapján végzett számítás szerint ennek durván 1/3-a lelhető fel, elsősorban a NyHLekben. Ezek az arányok az elhanyagolható 0,01% és a viszonylag magas 13 %-os arányok között mozognak. Fontos megjegyeznem, hogy ezek csak a begyűjtött hulladékok, egyes adatok szerint ennek akár négyszerese is lehet valahol köztes tárolókban, több tízszerese sorakozik az üzletek polcain, vagy éppen a felhasználóknál vár arra, hogy hulladékká váljon, míg további kb. 1,5%-a helytelen elhelyezés miatt a kommunális hulladékban landol (Dimitrakakis et al. 2009; USEPA 2011).

180

VII. SZ. MELLÉKLET

75. táblázat: 15 millió tonna HEEB-ben jelenlévő fémek mint másodlagos nyersanyagok becsült mennyiségének összehasonlítása a világ érclelőhelyeiről kinyert összes mennyiséggel („világtermelésével”) (USGS 2012; LME 2012; Infomine 2012) Ag

Au

Bi

Cu

Pb

Pd

Sn

Világtermelés 2,31E+04 2,56E+03 8,90E+03 1,59E+07 4,14E+06 2,02E+05 2,65E+05 2010 (tonna) Ár (US$/tonna)

1,23E+06 6,00E+07 2,20E+04 7,80E+03 2,18E+03 2,22E+07 2,04E+04 HEEB kategóriák / fémtartalom (tonna)

1

2,15E+01 1,32E+01 1,08E+02 2,61E+05 8,27E+02 1,47E+00 2,69E+02

2

1,54E+01 9,43E+00 7,73E+01 6,68E+04 1,73E+02 1,05E+00 1,92E+02

3

2,46E+02 1,51E+02 1,24E+03 1,48E+05 1,67E+04 1,68E+01 3,08E+03

4

2,92E+02 1,79E+02 1,47E+03 1,89E+05 2,41E+04 2,00E+01 3,65E+03

6

3,01E+00 1,85E+00 1,51E+01 3,83E+04 3,92E+01 2,06E-01 3,77E+01

7

2,41E-01

1,48E-01 1,21E+00 3,67E+01 2,43E+00 1,65E-02 3,02E+00

8

2,63E-01

1,61E-01 1,32E+00 1,14E+03 2,96E+00 1,80E-02 3,29E+00

9

1,39E+03 3,39E+00

10

1,19E+03 2,90E+00

Összes becsült tartalom a HEEB-ben (tonna)

5,79E+02 3,55E+02 2,91E+03 7,06E+05 4,19E+04 3,96E+01 7,24E+03

Arány a világtermelés- 2,50% 13,90% 32,70% 4,40% 1,00% 0,02% 2,70% hez képest Monetáris 7,12E+08 2,13E+10 6,40E+07 5,51E+09 9,12E+07 8,79E+08 1,48E+08 érték (US$)

A műanyagok anyagában történő újrahasznosítása mellett az energetikai hasznosítás is meggondolandó, ami a NyHL kohósításánál, és pirolízisénél meg is történik (Hagelüken 2006a). Ha a hulladékban lévő 3,5 millió tonna műanyagot energetikailag hasznosítanánk, akkor 32 MJ/kg-os fűtőértéket alapul véve 25517 millió kWh termikus energiát lehetne előállítani, illetve 8900 millió kWh elektromos-energiát (N. J. Themelis et al. 2011). Ezzel 3000 millió m3 földgáz vagy 2,5 millió tonna kőolaj, illetve 5 millió tonna kőszén vagy 9 millió tonna lignit takarítható meg. Ezek monetáris értéke igen széles skálán mozog, a legtöbbet, közel 2 milliárd US $-t az olajon, míg legkevesebbet, 105 millió US $-t, a ligniten lehetne megtakarítani. Persze ilyen kalkulációknál figyelembe kell venni azt, hogy a földgáz és lignittüzelésű erőművek alkalmazhatósága (alap erőmű vs. csúcserőmű), és az előállított energia ára is eltérő. De hogyan juthatunk hozzá ezekhez a forrásokhoz? A hulladékok szétszerelése és a másodlagos nyersanyagok kinyerése több lépcsőben valósul meg, melyek emberi és gépi erőt egyaránt igénybe vesznek.

181