Vergelijking van verwerkingsscenario's voor restfractie van HHA en niet-specifiek categorie II bedrijfsafval

( 991524)

Vergelijking van verwerkingsscenario's voor restfractie van HHA en niet-specifiek categorie II bedrijfsafval EINDRAPPORT K. Vrancken, R. Torfs, A. Van der Linden, P. Vercaemst, P. Geuzens

INHOUDSTAFEL MANAGEMENT SAMENVATTING.....................................................................................................................i M ANAGEMENT SUMMARY ........................................................................................................................................ix 1

ALGEMENE INLEIDING.....................................................................................................................................1 1.1 1.2 1.3 1.4 1.5

2

PROCESBESCHRIJVING AFVALVERWERKINGSTECHNIEKEN .................................................21 2.1 2.2 2.3 2.4 2.5 2.6 2.7 2.8 2.9

3

INTEGRALE AFVALVERWERKING: ROOSTERVERBRANDING................................................................................21 M ECHANISCH – BIOLOGISCHE VOORBEHANDELING: SCHEIDEN - VERGISTEN.................................................29 M ECHANISCH - BIOLOGISCHE VOORBEHANDELING: BIOLOGISCH DROGEN - SCHEIDEN ...............................37 THERMISCHE VALORISATIE : VERBRANDING EXTERN CIRCULEREND WERVELBED ..........................................41 THERMISCHE VALORISATIE : SLAKKENBADVERGASSER......................................................................................46 GASMOTOR ................................................................................................................................................................53 STEG...........................................................................................................................................................................55 GEÏNTEGREERDE PYROLYSE MET GASMOTOREN ..................................................................................................57 REFERENTIES .............................................................................................................................................................62

VERGELIJKING VAN DE SCENARIO’S.....................................................................................................66 3.1 3.2 3.3 3.4

4

DOELSTELLING............................................................................................................................................................1 A LGEMEEN SCHEMA ...................................................................................................................................................2 A ANPAK INVENTARISATIE EN TECHNISCHE EVALUATIE (FASE 1) .......................................................................6 A ANPAK FASE 2.........................................................................................................................................................12 PROJECTUITVOERING................................................................................................................................................17

M ILIEU EN ENERGIE ..................................................................................................................................................66 M ATERIAALRECUPERATIE .....................................................................................................................................101 KOSTEN ....................................................................................................................................................................125 BEDRIJFSVOERING...................................................................................................................................................134

ALGEMEEN BESLUIT......................................................................................................................................146 4.1 4.2 4.3 4.4 4.5 4.6

M ILIEU : ‘MINDER MILIEU-IMPACT ’ ....................................................................................................................148 ENERGIE : HOGER ENERGETISCH RENDEMENT ....................................................................................................149 M ATERIAAL : MINDER STORTEN – MEER MATERIAALRECUPERATIE ...............................................................149 ECONOMIE : GOEDKOPERE VERWERKING ............................................................................................................150 BEDRIJFSVOERING : BETERE PROCESBEHEERSING – HOGERE FLEXIBILITEIT VAN IN- EN OUTPUT .............151 BESLUIT ....................................................................................................................................................................151

MANAGEMENT SAMENVATTING Situering In voorliggend rapport worden verschillende verwerkingsscenario’s voor restfractie van HHA en niet specifiek categorie II bedrijfsafval besproken en vergeleken op vlak van milieu-impact, energie, materiaalrecuperatie, kosten en bedrijfsvoering. De verwerkingsscenario’s omvatten een omzetting van het afval tot warmte en/of elektriciteit. Deze omzetting gebeurt in een integraal of geïntegreerd proces, of door een combinatie van een mechanisch-biologische voorbehandeling gevolgd door een thermische valorisatie van de gevormde restbrandstof (het RDF). De doelstelling van de studie is een vergelijking te maken tussen verschillende verwerkingsscenario’s die op korte termijn (max. 2 jaar) gerealiseerd kunnen worden op de huidige Vlaamse afvalmarkt en binnen de Vlaamse wetgeving. De studie is opgebouwd in twee fasen. In fase 1 werd er een inventarisatie en technische evaluatie van afvalverwerkingstechnieken gemaakt. Hierin werden de technische mogelijkheden geëvalueerd van de volgende techieken: mechanisch biologische voorbehandeling, alleenstaande pyrolyse, geïntegreerde pyrolyse en thermische valorisatie in verbrandingsinstallaties, in vergassingsinstallaties, in kleinschalige warmtekrachtkoppeling en in industriële processen (cement). De geïnventariseerde technieken worden besproken en de haalbaarheid wordt onderzocht in hoger vermeld kader. Voor de technieken die niet in fase 2 werden opgenomen, wordt deze bespreking gegeven in bijlage. Op basis van de resultaten van fase 1 werd door het begeleidingscomité een selectie van technieken gemaakt die als representatief voor de huidige markt en extrapoleerbaar naar een ruimer aanbod van leveranciers staan. Volgende verwerkingstechnieken werden geselecteerd: • Integrale verwerking van het afval in een roosteroven als referentiescenario; • scheiden-vergisten van het afval; • biologisch drogen-scheiden van het afval; • verbranding van het geproduceerde RDF in een extern circulerend wervelbed; • vergassen van het geproduceerde RDF in een slakkenbadvergasser; • thermische valorisatie van het geproduceerde gas in een gasmotor; • thermische valorisatie van het geproduceerde gas in een STEG; • geïntegreerde pyrolyse van het afval. In onderstaande figuur worden de verschillende scenario’s schematisch weergegeven:

REFERENTIE

THERMISCHE VALORISATIE

scheiden-vergisten biologisch drogenscheiden (SbioD)

wervelbedoven ( WBO) vergasser (Vgas)

GEÏNTEGREERDE SYSTEMEN

SYNGAS

(Svgis)

RDF

GRIJS AFVAL

VOORBEHANDELING

gasmotor ( M) STEG

ELEKTRICITEIT / WARMTE

Roosteroven (RO)

geïntegreerde pyrolyse (pyro)

In het referentiescenario wordt uitgegaan van een integrale verwerking van het afval in een roosteroven, met energierecuperatie, rookgasreiniging en bodemasbehandeling. Omdat er in Vlaanderen twee types van DeNOx in gebruik zijn, worden beide opgenomen in de studie Bij het scheiden-vergisten volgt na een voorafscheiding van materialen groter dan 40 mm (ferro, non-ferro en RDF) een vergisting. Het RDF is een nat voorafgescheiden mengsel van 1/3 plastiek, 1/3 papier, hout en textiel en 1/3 andere materialen. Ferro en non-ferro fracties vinden afzet voor recyclage. Gedurende de vergisting wordt alle anaëroob afbreekbaar organisch materiaal omgezet in biogas. Het digestaat, overgebleven na de vergisting, wordt verschillende malen gezeefd en gewassen met productie van inerten, zand, vezels en verschillende residu’s tot gevolg. De resterende fractie wordt na een bezinkingstank nog door een zeefbandpers gestuurd met de productie van een slibkoek als resultaat. Biologisch drogen-scheiden is gericht op een maximale productie van hogcalorische brandstof. Na een grove maling en afscheiding van de grove ferro-fractie wordt het afval in composteringsboxen gestort. Het aanwezige organische materiaal en de gecontroleerde beluchting zorgen voor een biologische droging van het afval. Na de droging zorgt een fysisch/ mechanische scheiding voor de afscheiding van de fijne ferro-fractie, non-ferro, inerten en het RDF. Voor de thermische valorisatie van het RDF kan enerzijds gebruik gemaakt worden van een wervelbedreactor. In een wervelbed wordt het materiaal verbrand in een turbulent zandbed. De grote flexibiliteit en de geschiktheid voor de verwerking van brandstoffen met een hoge calorische waarde maken het circulerend wervelbed het meest geschikt voor de verwerking van RDF uit huishoudelijk afval. In dit type reactor wordt het zand met behulp van een cycloon afgescheiden en teruggevoerd naar het wervelbed. Anderzijds kan het RDF vergast worden. In een vergasser worden koolstofhoudende brandstoffen onder zuurstofarme omstandigheden omgezet in een synthesegas. Er werd geopteerd voor een slakkenbadvergasser, een systeem dat werd geoptimaliseerd voor de verwerking van huishoudelijk afval.

Het geproduceerde synthesegas wordt met behulp van een gasmotor of STEG omgezet in elektriciteit en warmte. Opbouw Na de bespreking van de algemene aanpak in hoofdstuk 1 volgt in hoofdstuk 2 de procesbeschrijving van de geselecteerde afvalverwerkingstechnieken. In de massa- en energiebalansen worden input van hulpstoffen en output van de verschillende fracties weergegeven, evenals in-en output van energiedragers. In hoofdstuk 3 worden de verschillende technieken gecomineerd tot scenario’s. Deze verschillende scenario’s worden met elkaar vergeleken en geëvalueerd. Achtereenvolgends komen de aspecten milieu en energie, materiaalrecuperatie, economie en bedrijfsvoering aan bod. Er wordt geen gebruik gemaakt van weegfactoren om de onderzochte scenario’s te rangschikken. In hoofdstuk 4 worden de besluiten geformuleerd. In de loop van de studie werden nog enkele aanvullende documenten opgesteld. Deze worden gegeven in bijlage: bijlage 1: Technische beschrijving van afvalverwerkingstechnieken; bijlage 2: Resultaten van de analyse; bijlage 3: De ecoindicator 99 methodiek; bijlage 4: Milieu-impact van transport; bijlage 5: Dioxines. De evaluatie wordt gebaseerd op gegevens zoals aangeleverd door systeemleveranciers en gedeeltelijk op gegevens uit de literatuur. De gegevens werden gecontroleerd door eigen berekeningen en toetsing aan de praktijk. Voor het opstellen van de massa- en energiebalansen werd uitgegaan van een opgegeven afvalsamenstelling. Het beschouwde afval heeft een stookwaarde van 8.53 MJ/kg, een DS-gehalte van 67.4% en een asgehalte van 26.9 % op DS. Er werd steeds uitgegaan van een installatie voor verwerking van 150.000ton/j van het hoger gedefinieerde afval. Voor evaluatie van de verschillende criteria werd een omrekening naar impact per ton verwerkt afval uitgevoerd. Besluiten De verschillende scenario's werden uitgebreid bestudeerd. Voor elk van de 5 aspecten werd een verdere opsplitsing in deelaspecten gemaakt. In Tabel 1 wordt de performantie van de verschillende scenario's gegeven ten opzichte van de roosteroven met SNCR (score 0). Voor elk van de criteria wordt een wenselijk evolutie opgegeven in de tweede kolom (vb. 'minder milieu-impact'). De scenario's worden t.o.v. deze wens geëvalueerd: score '+' indien aan de wens voldaan wordt; score '-' indien niet voldaan wordt. De verschillende criteria worden hieronder besproken.

Tabel 1: evaluatie van de afvalverwerkingsscenario’s, score t.o.v. referentiescenario RO-SNCR, ‘+’= beter dan RO SNCR tov het aangegeven criterium, ‘-‘= minder goed dan RO SNCR tov aangegeven criterium RO SNCR RO SCR SVgis-WBO SBioD-WBO SVgis-Vgas SBioD-Vgas Milieu

minder milieu-impact direct + hulpstoffen

minder milieu-impact incl. vermeden emissies

Energie

meer energierecuperatie

Materiaal

minder storten meer materiaalrecuperatie

Economie goedkoper Proces

betere procesbeheersing hogere flexibiliteit

Pyro

0

+

+

0

-

-

0

0

+

+

0

+

+

-

0 0 0 0 0 0

0 0 0 0 0 0

0 + 0 0 0

0 + 0 0 0 0/+

+ + + 0 -

+ + + -

+ + 0

• milieu-impact : minder milieu-impact De milieu-impact werd geëvalueerd met behulp van de Eco-indicator 99-methode. De impact wordt bepaald aan de hand van 3 categorieën: schade aan humane gezondheid, verstoring van het ecosysteem en uitputting van natuurlijke rijkdommen. Een globale beoordeling van de milieu-impact is moeilijk omdat vele verschillende parameters een rol spelen. De opgegeven scores gaan enerzijds uit van de directe emissies en emissies veroorzaakt door gebruik van gronden hulpstoffen, anderzijds worden de scores inclusief vermeden emissies gegeven. De impact (per ton HHA input) is in deze benadering sterk afhankelijk van de hoeveelheid te verbranden materiaal. In de RO- en pyroscenario’s wordt de volledige stroom thermisch behandeld, in de andere scenario’s wordt na voorafscheiding slechts een deel (het RDF) van de stroom verbrand. Het SBioD systeem is gericht op maximale RDF-productie, met vorming van een stabiel eindproduct. Bij SVgis wordt de hoeveelheid materiaal voor recuperatie gemaximaliseerd. Dit reflecteert zich in hogere impacts van directe en hulpstofgebonden emissies voor de scenario’s met SBioD, RO en pyro. Voor de directe en hulpstofgebonden emissies hebben het SVgis-WBO-scenario en het RO-SCR-scenario een lagere milieu-impact dan de andere scenario’s. De restfracties van SVgis (zand, inerten, vezels, residu,..) bevatten nog restkoolstof. Indien wordt aangenomen dat al deze koolstof uiteindelijk tot methaan wordt omgezet, hebben de SVgis-scenario’s een veel grotere impact op broeikasgerelateerde gezondheidseffecten dan de andere scenario’s. De score in Tabel 1 zou dan overgaan in ‘0’ of ‘-‘. In de basisbenadering wordt ervan uitgegaan dat de koolstof gebonden blijft. In de realiteit zal een gedeeltelijke (doch niet voorspelbare) omzetting in CO2 en methaan optreden. Hoewel met SNCR de Europese norm voor NOx -emissie ruim kan voldaan worden, heeft het verder beperken van de NOx -emissie door katalytische reductie een duidelijk effect op de milieu-impact van de roosteroven. De impact van de RO-SCR wordt dan vergelijkbaar met andere scenario’s (met gebruik van een SNCR), die omwille van hun lager rookgasvolume of andere verbrandingstechniek lagere emissies per ton HHA-input realiseren. Bij SVgis wordt biogas gevormd en door verbranding in elektriciteit omgezet. Zo voorziet de installatie in eigen verbruik. SBioD dient bij alleenstaande werking elektriciteit van het

net aan te kopen. Vgas en pyro moeten brandstoffen en zuurstof aankopen. Deze laatste wordt extern in een energie-intensief proces aangemaakt. Beide externe elektriciteitsproducties veroorzaken een hogere milieu-impact. De score van de overeenkomstige scenario’s kan verbeterd t.o.v. de roosteroven indien met eigen elektriciteit wordt gewerkt. De energie voor de SBioD kan bijvoorbeeld geleverd worden door een nageschakelde WBO. Op basis van de energie die geproduceerd wordt kan berekend worden welke emissies (en dus effecten op het milieu) vermeden worden op andere plaatsen. Indien deze vermeden emissies in rekening worden gebracht, verhoogt de milieuperformantie van de vergassingsscenario’s met verbranding van het gas in een STEG (Vgas-STEG). Voor VgasM is het effect minder groot. Indien de vermeden emissies in rekening worden gebracht, verandert de score van het scenario SVgis-Vgas-STEG naar ‘+’. Voor SBioD-Vgas-STEG wordt de score '+' indien gerekend wordt met vermeden emissies van een fossiel park. Indien de vermeden emissies op basis van een STEG worden berekend, wordt de score '0'. De relatieve score van de geïntegreerde pyrolyse gaat achteruit in deze benadering, gezien zijn laag energetisch rendement. Energie : hoger energetisch rendement Het energetisch rendement van de scenario’s wordt geëvalueerd als tweede categorie. In de vergasser kan een beduidend hogere energie-opbrengst dan de andere technieken behaald worden. Dit resulteert in een verhoogd netto rendement voor de scenario's met vergassing, gecombineerd met een gasturbine (ca.25%). De andere gecombineerde scenario's hebben een vergelijkbaar energetisch rendement van ongeveer 20%. De geïntegreerde pyrolyse heeft een laag rendement van 7%. De optimale combinatie van technieken op vlak van energetisch rendement is afhankelijk van de effectieve syngasopbrengst in de praktijk. Onder de huidig opgegeven syngasopbrengst heeft het scenario SBioD-Vgas-STEG het hoogste energetisch rendement. Materiaal : minder storten – meer materiaalrecuperatie De mechanisch-biologische verwerkingstechnieken (SVgis, SBioD) beogen de productie van een hoogcalorische brandstof (RDF) en herbruikbare restfracties. Ook in de andere technieken wordt materiaal voor hergebruik geproduceerd. De ferrofractie van RO en pyro is thermisch gereinigd en heeft een iets hogere afzetprijs dan deze van SVgis en SBioD. Beide laatste moeten verder gezuiverd worden voor afzet in de staalindustrie. De non-ferro heeft de beste kwaliteit na pyrolyse. Het materiaal is thermisch gereinigd en slechts beperkt of niet geoxideerd. In RO beperkt thermisch verlies, omzetting en versmelting de recupereerbaarheid van de non-ferro. De non-ferro uit SVgis en SBioD is niet geoxideerd, doch vereist verdere afscheiding van onzuiverheden. Alle technieken produceren een VLAREA-conforme inertfractie. Enkel voor behandeld RObodemas is de toepassing in de wegenbouw echter gedemonstreerd op grote schaal. De inertfracties uit mechanisch-biologische systemen kunnen zonder verdere behandeling of opmenging enkel gebruikt worden in aanvullingen en ophogingen. De conformiteit met vereisten van het Standaardbestek 250 is niet aangetoond. Het SVgis-systeem produceert bovendien een vezelfractie die gebruikt kan worden als turfvervanger.

De hoge-temperatuursprocessen (geïntegreerde pyrolyse, vergassing) produceren een zeer inert glasgranulaat. De technische eigenschappen laten geen gebruik als bouwmateriaal toe. Dit materiaal vindt momenteel enkel toepassing als straalgrit, een doorgaans eenmalige vorm van hergebruik. De geproduceerde hoeveelheid materiaal voor recuperatie is maximaal voor SVgis-Vgas en minimaal voor RO en SBioD-WBO. Optimalisatie van de verwerkingstechniek ten voordele van materiaalrecuperatie (SVgis), geeft aanleiding tot de productie van te storten restfracties. Indien het systeem gericht is op de productie van brandstof (zoals SBioD) is de geproduceerde hoeveelheid stortresidu minimaal. De roosteroven produceert een relatief hoge hoeveelheid te storten residu. Enkel in het SVgis-WBO-scenario ligt de hoeveelheid hoger. Voor het scenario SBioD-Vgas is de hoeveelheid te storten residu geminimaliseerd. De te storten restfractie van SVgis omvat slibkoek en residu. De slibkoek kan mee thermisch verwerkt worden met de RDF-fractie. Hierdoor wijzigt de score voor minder storten van ‘-’ naar ‘+’. Anderzijds verhoogt de hoeveelheid te verwerken RDF (en daalt zijn calorische waarde) en daardoor de milieu-impact. De relatieve score (‘+’) blijft echter bewaard. Het energetisch rendement van de SVgis-Vgas-STEG-route stijgt in deze benadering boven de 25%. Economie : goedkopere verwerking Gegevens omtrent kostenaspecten werden voornamelijk bekomen bij de systeemleveranciers en, waar nodig, aangevuld met informatie uit literatuur. Om de kwaliteit van de gegevens te optimaliseren, werden de berekeningen getoetst aan gegevens van bestaande installaties. Het is belangrijk aan te geven dat de kosten gebaseerd zijn op simulaties en niet op reële aanbestedingen. Bij de berekening van de kostprijs werd onderscheid gemaakt tussen investeringsuitgaven en operationele kosten, gecorrigeerd voor opbrengsten. Op deze basis werd een jaarlijkse kost en een kostprijs per ton berekend. Een aantal elementen zoals heffingen, BTW, kapitaalsvergoeding, subsidies e.d. werden niet opgenomen, zodat het resultaat van de berekeningen niet als een marktprijs kan beschouwd worden. De verwerking in de roosteroven (referentiesituatie) blijkt met een kostprijs van iets minder (bij SNCR) en iets meer dan 3.000 BEF/ton HHA (bij SCR) het goedkoopst. De geïntegreerde pyrolyse vormt het duurste scenario, de kost per ton ligt meer dan 75% hoger. Zowel de investerings- als de operationele kosten zijn hoger en de geschatte opbrengsten liggen een stuk lager. De berekeningen voor de verschillende scenario’s met SVgis en SBioD leveren resultaten op die tussen beide uitersten liggen, weliswaar duidelijk dichter bij de referentiesituatie. Als voorbehandeling is SVgis duurder dan SBioD, maar er dient wel minder RDF verwerkt te worden. Dit vertaalt zich in de kostprijs van de totale verwerking, vooral bij Vgas-STEG. Bij WBO als eindverwerking is het verschil kleiner. In vergelijking met RO-SNCR als referentie liggen de scenario’s SVgis-WBO, SBioDWBO en SVgis–Vgas binnen een marge van 20%, het scenario SBioD–Vgas blijkt ca. 40 %

duurder. Indien RO-SCR als uitgangspunt wordt genomen, zijn deze marges respectievelijk 15% en 30%.

Bedrijfsvoering : betere procesbeheersing – hogere flexibiliteit van in- en output De roosteroven is de meest gekende en betrouwbare verwerkingswijze voor huishoudelijk afval. Het systeem beschikt bovendien over een grote flexibiliteit om schommelingen in afvalsamenstelling op te vangen. Scheiden-vergisten, Biologisch Drogen-Scheiden en Wervelbedverbranding zijn technieken die aanvankelijk ontwikkeld werden op andere afvalstoffen dan restafval van HHA. Alle werden recent ook gedemonstreerd op dit restafval (SVgis en SBioD) of RDF (WBO). De ervaring voor langdurende werking is nog beperkt. In vergelijking met de roosteroven, hebben de mechanisch-biologische voorbehandelingssystemen een relatief eenvoudige opbouw en procesvoering. Bij SVgis worden verschillende restfracties geproduceerd. De performantie van het systeem (en zijn milieu-impact) wordt mede bepaald door de afzet die deze fracties vinden. De flexibiliteit van de SVgis-scenario’s wordt dan ook beperkt door de nood aan verschillende afzetkanalen. Voor SBioD stelt deze beperking zich niet. Er wordt een enkelvoudige inertfractie geproduceerd. Het geproduceerd RDF is droog en stabiel. Dit biedt de mogelijkheid van stockage, zonder verlies van brandstofkwaliteit. WBO, Vgas en pyro-systemen werken optimaal met voorverkleinde brandstoffen. Voor optimale werking dient het afval te worden gehomogeniseerd. De systemen zijn minder geschikt om in te spelen op veranderende brandstofkwaliteit. In de opzet en bedrijfsvoering van systemen met mechanische voorbehandeling van het afval dient aandacht te worden besteed aan mogelijke risico’s voor gezondheid van werknemers en geurhinder. Deze aspecten konden niet gekwantificeerd worden. De flexibiliteit van Vgas wordt verder beperkt door de nood aan complementaire brandstoffen voor optimale werking. De installatie wordt bij voorkeur niet bedreven voor één monostroom. Het brandstofmengsel moet worden afgestemd op de werking van de reactor. Geïntegreerde pyrolyse en Vergassing (in slakkenbadvergasser) zijn relatief nieuwe processen, die nog niet in continue werking op restafval van HHA werden gedemonstreerd. De productie van synthesegas leidt tot specifieke (nieuwe) proceskenmerken. Mogelijke knelpunten van deze technieken schuilen in de procesvoering van de reactoren op hogere temperatuur en de aaneenschakeling van de verschillende procesonderdelen. Verdere demonstratie van deze technieken op industriële schaal is nodig om tot een goede procesbeheersing te komen. •

conclusie

Verschillende verwerkingsscenario’s voor restafval werden geëvalueerd en vergeleken. De roosteroven met energierecuperatie, niet-katalytische DeNOx , halfnatte rookgasreiniging, aktief-koolinjectie en bodemasbehandeling werd gebruikt als referentie. De referentie-installatie is een betrouwbaar en performant systeem, dat voldoet aan de geldende milieu-eisen en de nieuwe Europese verbrandingsrichtlijn. Indien men op korte termijn een uitbreiding van de Vlaamse verwerkingscapaciteit wenst te realiseren, hebben de volgende scenario's een betere performantie dan de referentieinstallatie: -

Roosteroven met selectief katalytische reductie van NOx (RO-SCR) Scheiden-vergisten gevolgd door wervelbedoven. (SVgis-WBO), mits thermische verwerking van de slibkoek Biologisch drogen en scheiden gevolgd door wervelbedoven (SBioD-WBO)

De verschillen op vlak van milieuperformantie tussen deze drie systemen zijn relatief klein. In de gecombineerde scenario's wordt een beperking van de directe impacts gecompenseerd door verhoogde impacts uit productie van hulp- en brandstoffen. Het SVgis-scenario onderscheidt zich door een verhoogde hoeveelheid materiaalrecuperatie. De toepasbaarheid van de stromen dient nog te worden gedemonstreerd. Het SBioDscenario kenmerkt zich door een optimalisatie van de (RDF-)brandstofkarakteristieken en beperking van het te storten residu. Op vlak van energie, kostprijs en procesvoering is er geen of zeer weinig onderscheid tussen de drie hoger genoemde scenario's en het referentiescenario. Geïntegreerde pyrolyse wordt gekenmerkt door een relatief hoge kostprijs, lage energetische opbrengst en beperkt demonstratiestadium. Deze techniek houdt daarom geen verbetering in ten opzichte van het referentiescenario. Vergassing in combinatie met STEG is een veelbelovend scenario voor thermische verwerking van RDF. De techniek is momenteel echter nog onvoldoende technisch bewezen om vandaag reeds een betrouwbare werking te garanderen.

MANAGEMENT SUMMARY Introduction In this report various treatment scenarios for the rest fraction of MSW and non-specific category-II industrial waste are discussed and compared, concerning environmental impact, energy, materials recycling, costs and operation. The treatment scenarios involve the processing of the waste into heat and/or electricity. This treatment is performed in an integral or integrated process or by means of a combined mechanical-biological treatment and thermal valorisation of the refuse derived fuel (RDF). The goal of the study is to make a comparative evaluation of various treatment scenarios that can be implemented in the current Flemish waste market on short term (max. 2 years) and in conformity with the Flemish legal framework. The study has two phases. In phase one an inventory and technical evaluation was made for waste treatment processes. The technical feasibility was evaluated for the following techniques: mechanical-biological pre-treatment, lone-standing pyrolysis, integrated pyrolysis and thermal valorisation in incineration plants, in gasifiers, in small-scale CHP boilers and in industrial processes (cement). The techniques from the inventory are discussed and their feasibility is studied in view of the above-mentioned outset. For those techniques that were not selected in phase 2, the discussion is given in Annex 1. The steering committee made a selection based on the results of phase 1. The selected techniques are representative for the current Flemish market and may be extrapolated to a broader range of suppliers. The selected techniques are: § Integral MSW treatment in a grate incinerator, as a reference scenario (GF) § Separation and digestion of the MSW (SDig) § Biological drying and separation of the MSW (SBioD) § Incineration of the produced RDF in an external circulating fluidised bed (CFB) § Gasification of the produced RDF in a slagging gasifier (Vgas) § Thermal valorisation of the syngas in a gas engine (M) § Thermal valorisation of the syngas in an IGCC (IGCC) § Integrated pyrolysis of the MSW (pyro) In the figure below, the various scenarios are depicted schematically:

REFERENCE grate furnace (RF)

gasificationn (Vgas)

SYNGAS

biological drying separation (SBioD)

circulating fluidised bed ( CFB)

RDF

MSW

separation-digestion (SDig)

THERMAL VALORISATION

gas engine ( M) IGCC

ELECTRICITY/HEAT

PRE-TREATMENT

INTEGRATED SYSTEM integrated pyrolysis

(pyro)

In the reference scenario the waste is processed integrally in a grate furnace with energy recovery, flue gas cleaning and bottom ash treatment. Two types of DeNOx-installation are considered, since both are in use in Flanders. In the separation-digestion process, digestion is performed on a rest fraction, after separation of material (ferrous, non-ferrous and RDF) with a grading >40mm. The RDF is a wet pre-sorted mix with 1/3 plastics, 1/3 paper, wood and textiles and 1/3 others. Ferrous and non-ferrous fractions find recycling routes. In the digestion process, all anaerobic compostable organic matter is turned into biogas. The digestate is screened and washed, yielding inerts, sand, fibres and various residues. The end fraction is allowed to settle and processed in a belt-press to give a sludge cake. Biological drying and separation aims at a maximal production of high-calorific fuel. The waste is processed in closed composting boxes, after size reduction and separation of the course ferrous fraction. The presence of organic matter and controlled aeration of the material effectuate a biological drying of the waste. After drying, a physico-mechanical separation yields fine ferrous fraction, non-ferrous, inert and the RDF. Thermal valorisation of the RDF can be performed in a fluidised bed reactor. The material is incinerated in a turbulent sand bed. An external circulating fluidise bed boiler is the optimal type of fluidised bed for the processing of RDF from municipal solid waste, because of its high flexibility and aptitude to process fuels with high calorific value. In this type of reactor, the bed material is recirculated through an external cyclone. The RDF may also be gasified. Through gasification, carbon-containing fuels are processed under oxygen-lean conditions into syngas. The slagging gasifier was chosen as representing system, because this reactor has been optimised to treat municipal solid waste. The produced syngas is processed into electricity and heat through a gas engine or an IGCC.

Lay-out After the general discussion of the methodology (Chapter 1), the process description for the selected waste treatment techniques is given in Chapter 2. In the mass and energy balances the input of utilities and output of the various reactions are given, together with the in- and output of energy carriers. In chapter 3 the techniques are combined into scenarios. The different scenarios are compared and evaluated. The themes environment and energy, materials recovery, costs and operation are discussed subsequently. There is no specific weighing system to make a further system ranking. Chapter 4 gives the conclusion. In the course of the study some additional documents have been made. These are given in the annexes: Annex 1: technical description of waste treatment systems; Annex 2: results of the analysis; Annex 3: The Eco-indicator method; Annex 4: environmental impact of transport; Annex 5: Dioxins. The evaluation was based on data from system suppliers and from literature. Own calculations and practical check-up controlled the data. For set-up of the M&E-balance a defined waste composition was used. This waste has a heat of combustion of 8.53MJ/kg, a DS-content of 67.4% and an ash content of 26.9%DS. The systems were dimensioned to treat 150.000 ton/y of this waste. For evaluation of the different criteria the impacts were calculated per ton of waste input.

Conclusions The various scenarios have been studied thoroughly. Each of the 5 aspects has been split up in subcriteria. In the performance of each of the scenarios is compared to the grate furnace with SNCR (score 0). The targeted evolution is given in the second column (e.g. 'less environmental impact'). The scenarios are evaluated against this target: score '+' is the target is reached; score '-' if it is not reached. The various criteria are discussed below. Table 1 : evaluation of waste treatment scenario's, score against reference GF-SNCR, '+' = better than GF-SNCR for the indicated criterion, '-' = worse than GF SNCR for the indicated criterion. GF SNCR GF SCR Environment less environmental impact direct + auxiliarries

less environmental impact incl. displaced emissions

Energy

more recuperation of energy

Materials

less dsiposal more materials recovery

Economy

cheaper

Process

better process control higher flexibility

SDig-CFB

SBioD-CFB SDig-Vgas SBioD-Vgas

Pyro

0

+

+

0

-

-

0

0

+

+

0

+

+

-

0 0 0 0 0 0

0 0 0 0 0 0

0 + 0 0 0

0 + 0 0 0 0/+

+ + + 0 -

+ + + -

+ + 0

§

Environmental impact: less environmental impact The environmental impact was evaluated using the Eco-indicator 99-method. The impact is defined using 3 categories: damage to human health, disturbance of the ecosystem and exhaustion of natural goods. An overall evaluation of the environmental impact is difficult because various parameters are of importance. The given scores are based on direct emissions and emissions caused by the use of raw and auxiliary materials on the one hand, on the other hand the scores including displaced emissions are given. The impact (per ton MSW input) is largely dependent on the amount of material for incineration. In the GF- and pyro-scenario, the full waste stream is thermally treated. In the other scenarios only a part of the full stream (the RDF) is incinerated, after a separation step. The SBioD system is designed for maximal RDF production, with formation of a stable end product. In SDig the amount of material for recovery is maximised. This is reflected in higher direct and auxiliary related emissions in the scenarios with SBioD, GF and pyro. For direct and auxilliary-related emissions, the SDig-CFB and GF-SCR-scenario have a lower environmental impact than the other scenarios. The SDig rest fractions (sand, inerts, fibres, residue…) contain rest carbon. If we presume that all this carbon is turned into methane eventually, the SDig scenarios have a much larger impact in the category of greenhouse-related health effects compared to the other scenarios. The score in Table 1 would turn into '0' or '-'. In the basic analysis we presume that all carbon remains bound. In reality a partial (but not predictable) conversion into CO2 and CH4 will occur. With SNCR the European limit for NOx-emission can be reached. Nevertheless, a further reduction of the NOx-emission has a clear effect on the environmental impact of the grate furnace. The impact of GF-SCR is comparable to that of the other scenarios (using SNCR). The latter have a lower emission per ton of waste input because of a lower flue gas volume or a different type of incineration. SDig produces biogas that can be processed into electricity through combustion. Thus the plant has its own energy supply. SBioD needs to buy electricity from the net. Vgas and pyro need to buy fuels and oxygen. The latter are produced in an external energy-consuming process. Both external electricity productions cause a higher environmental impact. The score of these scenarios can be optimised compared to the GF if own electricity is used. The energy for SBioD can be taken from a coupled CFB. On basis of the produced energy, the displaced emissions (and thus effect on the environment) in other places can be calculated. If the displaced emissions are accounted for, the environmental performance of the gasification scenarios with combustion of the gas in an IGCC (Vgas-IGCC) increases. For Vgas-M the effect is less. The score of SDig-VgasIGCC changes to '+'. For SBioD-Vgas-IGCC, the score is '+' if displaced emissions from a fossil sources is accounted for. If displaced emissions are based on IGCC, the score is '0'. The relative score of the integrated pyrolysis goes down, because of its low energetic efficiency.

§

Energy: higher energetic efficiency The energetic efficiency of the scenarios is evaluated as a second criterion. The gasification reaches a clearly higher energy-gain than the other techniques. This results in a higher net efficiency for the scenarios with gasification, combined with a gas turbine (ca. 25%). The other combined scenarios have a comparable energetic efficiency of about 20%. The integrated pyrolysis has a low efficiency of 7%. The optimal combination of techniques concerning the energetic efficiency is dependent on the real-life syngasproduction. Based on the currently given syngasproduction, SBioD-Vgas-IGCC has got the highest efficiency. §

Materials: less disposal - more recovery The mechanical-biological treatment systems (SDig, SBioD) aim at producing a high calorific fuel (RDF) and materials for re-use. Also in the other techniques material for re-use is produced. The ferrous material from GF and pyro is thermally cleaned and has a higher selling price than the one from SDig and SBioD. The latter have to be processed further before application in the steel industry. The non-ferrous material has optimal quality after pyrolysis. The material is thermally cleaned and only slightly or not oxidised. In GF thermal loss, conversion and melting hampers the recovery quality of the non-ferrous material. The non-ferrous fraction from SDig and SBioD is not oxidised, but needs further separation of impurities. All techniques produce an inert fraction that complies with the Flemish regulation on secondary materials (VLAREA). Practical large-scale application in road construction is only demonstrated for treated GF-bottom ash. The inert fractions of mechanical-biological systems can be used without further treatment only as filler material. Conformity with the criteria of the Standaardbestek 250 (for public works) is not demonstrated. The SDig-system produces a fibre fraction, which can be used as peat substitute. The high-temperature processes (integrated pyrolysis, gasification) produce a very inert glassy material. The technical properties do not allow re-sue as a construction material. The material only finds application as blasting sand, a one-way application. The amount of recovery material is maximal for SDig-Vgas and minimal for GF and SBioD-CFB. Optimisation of the treatment towards material recovery (SDig) causes the formation of residues for disposal. If the system aims at fuel production (SBioD) the amount of residue for disposal is minimal. The grate furnace produces a relatively high amount of residue for disposal. Only for the SDig-CFB-scenario, the amount is higher. The residue for disposal is minimal for the SBioD-Vgas scenario. The residue for disposal from SDig contains sludge cake and residue. The sludge cake can be thermally treated, mixed with the RDF. This results in a change of score for less disposal from '-' to '+'. On the other hand, the amount RDF for incineration increases, while its calorific value decreases. This results in a higher environmental impact. The relative score ('+') however remains unchanged. The energetic efficiency of the SDig-Vgas-IGCC-route reaches a value greater than 25%.

§

Economy: cheaper treatment Data concerning costs were collected mainly from the system suppliers and were completed with literature data. For optimal data quality, the calculated values were checked against data from existing facilities. It should be noted, however, that cost data are based on simulations and not on real tenders. A distinction was made between investment costs and operating costs, corrected for revenues. On this basis a yearly cost and a cost per ton was calculated. Some additional elements like taxes, TVA, capital costs, government support etc. were not considered. The results should therefore not be regarded as a market price. Treatment in a grate furnace (reference situation) appears to be the cheapest, having a cost of somewhat less (for SNCR) and somewhat more (for SCR) than 75 Euro/ton MSW input. Integrated pyrolysis is the most expensive scenario. The cost is more than 75% higher. Both investment and operating costs are higher and the expected revenues are smaller. Calculations for the scenarios with SDig and SBioD give results in between both extremes, albeit closer to the reference. For pre-treatment, SDig is more expensive than SBioD, but a smaller amount of RDF needs to be processed. This is reflected in the full cost of the entire treatment, mainly for Vgas-IGCC. If CFB is used as thermal treatment, the difference is smaller. Compared to GF-SNCR, the scenarios SDig-CFB, SBioD-CFB and SDig-Vgas are within a range of 20%. The SBioD-Vgas is ca.40% more expensive. If GF-SCR is taken as a reference the ranges are resp. 15% and 30%. §

Operation : better process control and higher flexibility of input and output. The grate furnace is the most well known and reliable treatment system for municipal solid waste. The system has a high flexibility to handle changes in waste composition. SDig, SBioD and CFB are techniques that have been initially developed for other waste types than MSW grey waste. All of them have been demonstrated recently to work on this grey waste (SDig, SBioD) or RDF (CFB) as well. The experience with long-term operation is still small. As compared to the grate furnace, mechanical-biological pre-treatment systems have a relatively simple process build-up and operation. For SDig various rest fractions are produces. The performance of this system (and its environmental impact) is dependent on the application found for these flows. The flexibility of the SDig system is limited by the need for these application routes. This limit does not apply for the SBioD system. There is only a single inert fraction. The RDF is dry and stable. This gives the opportunity for stocking, without a loss of fuel quality. CFB; Vgas and pyro systems have optimal operation with fuels that have been sizereduced. Additionally, the material needs to be homogenised. These systems are less appropriate to respond to changes in fuel quality. In setting up and operation of systems with mechanical pre-treatment, potential risks for workers health and risks of odour must be addressed. These aspects could not be quantified.

The flexibility of the Vgas is further hampered by the need of complementary fuels for optimal operation. The installation should not be operated with a single monostream. The fuel mix needs to be adapted to allow the proper operation of the reactor. Integrated pyrolysis and gasification (in slagging gasifier) are relatively new processes that have not been demonstrated in continuous operation on MSW rest fraction. The production of synthesis gas leads to specific new process properties. The operation of reactors at elevated temperature and the coupling of the various process compounds cause possible problems with these techniques. A further demonstration of these techniques on industrial scale is needed in order to allow a full and good process control. §

General conclusion Treatment scenarios for grey waste were studied and compared. Grate incineration with energy recuperation, non-catalytic DeNOx, semi-wet flue gas cleaning, activated carbon injection and bottom ash treatment served as a reference scenario. The reference system is a reliable and high-performance system that complies with the current environmental legislation and the new European incineration directive. For expansion of the Flemish waste treatment capacity on the short term, the following scenarios prove to have a better performance than the reference: - Grate incineration with selective catalytic reduction of NOx - Separation and digestion followed by circulating fluidised bed incineration of RDF, including the sludge cake - Biological drying and separation followed by circulating fluidised bed incineration of RDF The differences in environmental performance between the above-mentioned systems are relatively small. In the combined scenarios, a reduction of the direct impacts is compensated by higher impacts from production of auxiliary materials and fuels. The SDig-scenario is characterised by a higher degree of material recovery. The practical application of the produced flows needs to be demonstrated. The SBioD-scenario is characterised by optimised (RDF) fuel characteristics and a maximal reduction of disposal of residues. Concerning energy, costs and process operation there are no great differences between the 3 above-mentioned scenarios and the reference. Integrated pyrolysis is characterised by a relatively high cost, low energetic efficiency and a limited demonstration. This technique holds no amelioration compared to the reference. Gasification in combination with IGCC is a promising scenario for thermal treatment of RDF. Today, this technique is insufficiently demonstrated to guarantee a reliable operation.

INHOUDSTAFEL 1

ALGEMENE INLEIDING..................................................................................................................................... 1 1.1 DOELSTELLING............................................................................................................................................................ 1 1.2 A LGEMEEN SCHEMA................................................................................................................................................... 2 1.2.1 Voorbehandeling.............................................................................................................................................4 1.2.2 Thermische valorisatie...................................................................................................................................4 1.2.3 Geïntegreerde systemen.................................................................................................................................4 1.2.4 Referentiescenario ..........................................................................................................................................5 1.3 A ANPAK INVENTARISATIE EN TECHNISCHE EVALUATIE (FASE 1)....................................................................... 6 1.3.1 Preselectie van te bevragen levera nciers....................................................................................................6 1.3.2 Bevraging .........................................................................................................................................................8 1.3.3 Resultaten bevraging....................................................................................................................................11 1.4 A ANPAK FASE 2......................................................................................................................................................... 12 1.4.1 selectie van technieken.................................................................................................................................12 1.4.2 bevraging........................................................................................................................................................14 1.4.3 Methodologie voor grondige vergelijking van de verwerkingsscenario’s...........................................14 1.4.4 Samenvatting..................................................................................................................................................16 1.5 PROJECTUITVOERING ............................................................................................................................................... 17 1.5.1 Projectteam.....................................................................................................................................................17 1.5.2 Begeleidingscomité .......................................................................................................................................17 1.5.3 Klankbordgroep.............................................................................................................................................17

Vito – integrale milieustudies 2001

algemene inleiding

1

1

ALGEMENE INLEIDING

1.1 Doelstelling In deze studie worden verwerkingsscenario's voor zgn. 'grijs afval' opgesteld en vergeleken op vlak van milieu-impact, energie, materiaalrecuperatie, kostprijs en bedrijfsvoering. De verwerkingsscenario's omvatten een omzetting van het afval tot warmte, elektriciteit of synthesegas. Dit gebeurt in integrale of geïntegreerde processen of door een combinatie van voorbehandeling en thermische valorisatie van een restbrandstof. Doelstelling is het vergelijken van verwerkingsscenario's voor grijs afval die op korte termijn (max. 2 jaar) gerealiseerd kunnen worden op de huidige Vlaamse afvalmarkt en binnen de Vlaamse wetgeving. Dit betekent dat de technieken moeten voldoen aan de volgende criteria: 1. bewezen technologie voor de verwerking van 'grijs afval' 2. beschikbaar op industriële- of pilootschaal 3. op korte termijn (max. 2 j) inzetbaar op de Vlaamse markt 4. voldoen aan de geldende emissie-eisen (Vlarem) De studie omvat twee fasen. In de eerste fase worden de bestaande systemen geïnventariseerd en wordt technische informatie verzameld over een 12-tal veelbelovende technieken. Op basis van deze informatie worden een beperkt aantal scenario's geselecteerd voor diepgaande analyse en vergelijking. In fase twee wordt de analyse van de geselecteerde scenario’s uitgevoerd. Verwerking van het afval in een roosteroven geldt hierbij als referentiescenario. Het eindresultaat van de studie is tweeledig: • het opstellen van technische fiches voor elk van de onderzochte verwerkingscenario's; • het aangeven van sterktes en zwaktes van de verwerkingsscenario's. Vito voert deze studie uit in opdracht van de Vlaams minister van Leefmilieu, vertegenwoordigd door de OVAM. De resultaten van de studie zullen gebruikt worden ter ondersteuning van het Vlaams beleid rond afvalverwerking.


algemene inleiding

2

1.2 Algemeen schema Voor opstellen van de scenario's wordt uitgegaan van het bijgevoegde algemene schema (Figuur 1-1). Grijs afval is het restafval dat overblijft na selectie van specifieke afvalstromen. Het is het afval dat in Vlaanderen doorgaans in grijze zakken wordt opgehaald, huisvuil waaruit de volgende fracties werden uitgeselecteerd: GFT, PMD, glas, papier. De samenstelling van het grijs afval wordt door OVAM en Vito op regelmatige tijdstippen gemeten via een sorteeranalyse. Op basis van deze analyse worden de evoluties in procentuele samenstelling en de stookwaarde van het afval opgevolgd. Het grijs afval kan verwerkt worden volgens de volgende hoofdroutes: •

INTEGRALE VERWERKING: Bij integrale systemen wordt het afval zonder voorbehandeling of na eenvoudige verkleining voor thermische verwerking aangeboden. Het verwerkingssysteem is voorzien op verwerking van grote heterogene stromen. Het afval wordt verbrand en de geproduceerde warmte wordt via een stoomcyclus omgezet in elektriciteit. Tot deze route behoren de rooster- en de wervelbedoven.

•

VOORBEHANDELING + VALORISATIE: Het afval wordt met behulp van mechanische, thermische of biologische behandeling omgezet in een brandstof met hogere calorische waarde. Deze brandstof wordt RDF (Refuse Derived Fuel) genoemd. Zoals elke brandstof kan RDF ingezet worden in verschillende valorisatietechnieken, met oog op de productie van warmte en/of elektriciteit. Verschillende voorbehandelingstechnieken resulteren eveneens in de vorming van een synthesegas. Behalve voor productie van warmte en/of elektriciteit, kan dit syngas ook aangewend worden voor productie van basisgrondstoffen (methanol, waterstof). In de route voorbehandeling+valorisatie dienen beide stappen niet onmiddellijk op elkaar te volgen. Het geproduceerde RDF kan opgeslagen, getransporteerd en verhandeld worden, alvorens te worden aangeboden voor valorisatie.

•

GEÏNTEGREERDE VERWERKING: Geïntegreerde systemen worden gekenmerkt door een onmiddellijke aaneenschakeling van voorbehandeling en valorisatie, in eenzelfde installatie. Het in een eerste reactor of installatie-onderdeel geproduceerde RDF (of syngas) wordt in een ter plaatse gekoppelde tweede installatie-onderdeel verder gevaloriseerd. Het betreft hierbij in de eerste plaats pyrolyse- en vergassingssystemen.

In de verschillende scenario's worden naast elektriciteit, warmte of syngas, eveneens inerte restproducten gevormd, die mogelijk voor hergebruik in aanmerking komen.


algemene inleiding

3

Figuur 1-1: Overzichtsschema project afvalverwerkingstechnieken

REFERENTIE Roosteroven

VOORBEHANDELING


roosteroven

scheiden vergisten

wervelbed

kleinschalige verbranding / stookinstallatie

GRIJS AFVAL

RDF

scheiden nat vergisten

vergassen

cementoven alleenstaande pyrolyse 1 electriciteitscentrale alleenstaande pyrolyse 2

hoogoven

ELEKTRICITEIT / WARMTE / SYNGAS

biologisch drogen scheiden

GEÏNTEGREERDE SYSTEMEN geïntegreerde pyrolyse 1 geïntegreerde pyrolyse 2 geïntegreerde vergassing - HT verglazing1 geïntegreerde vergassing - HT verglazing 2


algemene inleiding

4

1.2.1 Voorbehandeling In de voorbehandelingssystemen wordt onderscheid gemaakt tussen mechanischbiologische afvalverwerkingsprocessen (MBA's) en alleenstaande pyrolysesystemen. In een preselectie, bij opzetten van de studie, werden drie technologietypes MBA weerhouden: 1. Mechanisch scheiden, droog vergisten: dit systeem wordt aangeboden door OWS. 2. Mechanisch scheiden, nat vergisten: dit systeem wordt aangeboden door VAGRON. 3. Biologisch drogen, scheiden: dit systeem wordt aangeboden door Herhof Umwelttechnik. De markt voor pyrolysesystemen is sterk in ontwikkeling. Momenteel zijn er een 60-tal leveranciers op de markt. Uitvoering van een preselectie werd in opdracht gegeven aan een extern expert. De voorbehandelingstechnieken produceren volgende producten: • hoogcalorische vaste brandstof (RDF) • synthesegas of biogas • inerte fractie (metalen, minerale reststoffen) • evt. uitgegist residu Als RDF wordt beschouwd: elke vaste brandstof, geproduceerd door mechanische, thermische of biologische behandeling van een afvalstroom, met hogere calorische waarde dan het uitgangsproduct. 1.2.2 Thermische valorisatie Voor thermische valorisatie van het gevormde RDF komen verschillende technieken in aanmerking. •

Verwerking in integrale verbrandingssystemen: Het RDF wordt verbrand in een roosteroven of wervelbed, met recuperatie van energie via een stoomcyclus. Het RDF kan eveneens vergast worden in een slakkenbadvergasser, met recuperatie van syngas.

•

Gebruik als brandstof voor warmteproductie: Het RDF kan gebruikt worden als brandstof voor verwarmingsdoeleinden in kleinschalige verbrandingsinstallaties. Gezien de aard van de brandstof vallen deze installaties onder de wetgeving op afvalverbranding.

•

Gebruik als brandstof/grondstof in industriële processen: verschillende industriële sectoren kunnen het RDF valoriseren. De cementindustrie is hierbij de meest voor de hand liggende mogelijkheid. In een dergelijk proces wordt naast de energetische waarde, tegelijkertijd ook de minerale fractie als grondstofvervanger gevaloriseerd.

1.2.3

Geïntegreerde systemen.


algemene inleiding

5

In geïntegreerde systemen wordt het afval via productie van een tussenproduct omgezet in warmte, elektriciteit of syngas en een inerte restfractie. Het betreft een aaneengesloten systeem van processtappen, binnen eenzelfde installatie. Het tussenproduct wordt niet afgescheiden, maar onmiddellijk verder verwerkt. We onderscheiden geïntegreerde systemen hoofdzakelijk gebaseerd op een pyrolyse van het inkomend afval en systemen gebaseerd op vergassing en hoge-temperatuursverglazing (HT) van het afval. In geïntegreerde pyrolysesystemen wordt de pyrolyse-oven (vergelijkbaar met deze van de alleenstaande systemen) onmiddellijk gevolgd door een verdere verwerking/valorisatie van de vaste brandstof en het pyrolysegas. Doorgaans wordt een verglaasde slak gevormd. In de beschouwde geïntegreerde vergassings- en HT-verglazingssystemen wordt het afval vergast en bij hoge temperatuur (2000-4000°C) in een zuurstofvlam of plasmatoorts gesmolten. Er ontstaat een synthesegas dat verder wordt gezuiverd en (na afschrikken) een verglaasde slak. De plasmapyrolyse is een specifieke vorm van dit type systeem, vermits het afval zonder voorafgaande thermische processing in de smeltreactor wordt gebracht. Voor de geïntegreerde thermische pyrolysesystemen werd een pre-selectie uitgevoerd door een extern expert. Voor de geïntegreerde vergassings- en HT-verglazingssystemen werd geopteerd voor het Thermoselectsysteem en het PPV-systeem van Global Plasma Systems. (zie verder) 1.2.4 Referentiescenario De performantie van de beschouwde scenario's zal vergeleken worden met verwerking van het afval in een roosteroven. Hiertoe worden gegevens opgevraagd bij de Vlaamse roosterovenbouwer Seghers better Technology. Er wordt uitgegaan van een installatie met volgende uitrusting: • • • • •

verbranding op rooster halfnatte gaswassing niet-katalytische DeNOx actief kool injectie energierecuperatie via stoomketel en turbine

In een verder evaluatie zal bovendien uitgegaan worden van een verdere behandeling van de bodemassen, volgens volgende principe: •

bodemasbehandeling: natte zeving en scheiding van de bodemassen, met productie van een materiaal, bruikbaar in of als VLAREA-conforme secundaire bouwstof

Momenteel zijn er op de Vlaamse markt 3 verbrandingsinstallaties uitgerust met een DeNOx, waarvan 2 katalytisch en 1 niet katalytisch. Verschillende andere uitbaters overwegen om te investeren in een (al dan niet katalytische) DeNOx installatie. Als variante op het referentiescenario wordt daarom een roosteroven met katalytische DeNOx opgenomen in de studie. Wanneer in de bespreking de DeNOx –installatie niet relevant is, wordt er gesproken over de roosteroven (RO). Wanneer wel relevant worden er


algemene inleiding

6

specificaties aangebracht, RO (SNCR) voor de roosteroven met niet katalytische DeNOx en RO (SCR) voor de roosteroven met katalytische DeNOx .

1.3 Aanpak inventarisatie en technische evaluatie (fase 1) De inventarisatie en technische evaluatie van afvalverwerkingsscenario's verliep in de volgende stappen: • preselectie van te bevragen leveranciers • opstellen en versturen vragenlijsten • verwerking van gegevens 1.3.1 Preselectie van te bevragen leveranciers Teneinde technische informatie te verzamelen over de verschillende groepen van verwerkingstechnologiën is het nodig specifieke leveranciers van systemen te bevragen. Daartoe dient een selectie te worden uitgevoerd. Er wordt van uit gegaan dat de geselecteerde leverancier representatief is voor het type techniek, zodat de resultaten in zekere mate overdraagbaar zijn naar andere leveranciers. De selectie sluit bijgevolg geenszins uit dat andere leveranciers gelijkaardige systemen met gelijkaardige performanties leveren. De selectie van mechanische-biologische systemen werd uitgevoerd op basis van de eerdere studies voor specifieke projecten op de Vlaamse markt. In deze studies werd telkens rekening gehouden met drie verschillende systemen, elk van een andere leverancier. Deze systemen werden overgenomen in de huidige studie. Het betreft scheiden-vergisten, biologisch drogen-scheiden en scheiden-nat vergisten. Voor selectie van alleenstaande en geïntegreerde pyrolysesysemen werd beroep gedaan op Prof. Fontana van de Université Libre de Bruxelles. De volgende opdracht werd verleend: • •

•

overzicht van de markt van alleenstaande en geïntegreerde pyrolysesystemen, plasmapyrolyse en wervelbedvergassing onderbouwde selectie van 2 alleenstaande pyrolysesystemen en 3 geïntegreerde systemen op basis van de volgende criteria: 1. bewezen technologie voor de verwerking van 'grijs afval' 2. beschikbaar op industriële- of pilootschaal 3. op korte termijn (max. 2 j) inzetbaar op de Vlaamse markt 4. voldoen aan de geldende emissie-eisen (Vlarem) aangeven van 2 voorkeursroutes voor (thermische) valorisatie van de geproduceerde brandstof in de alleenstaande systemen

Voor volledige bespreking wordt verwezen naar dit verslag dat werd opgenomen in bijlage (A. Fontana, C.G. Jung, 'Thermal treatment of waste: Pyrolysis', ULB, maart 2000). Volgende selectie werd gemaakt:


algemene inleiding

7

§

Geselecteerde alleenstaande pyrolysesysystemen:

EDDITh * Plant capacity 1,25 t/h Plant construction 1999 (Nakaminato, Japan) Running 3.500 hours Technology Rotary kiln, indirectly heated *available also in integrated version §

PKA * 3t/h 1999 (Aalen, Germany) 70% nominal capacity Rotary kiln, indirectly heated

Geselecteerde geïntegreerde pyrolysesystemen:

Plant capacity Plant construction Running time Technology

EDDITh 1,25 t/h 1999 (Nakaminato, Japan) 3.500 hours Rotary kiln, indirectly heated

TRAIDEC 1.5 t/h 1999 (Ste Foy France) 3 months Moving grates, indirectly heated

SERPAC 1t/h 1996, Budapest (Hungary) 8000 hours Rotary kiln, directly heated

Deze leveranciers werden opgenomen in de bevraging. De selectie van ULB beschouwde enkel strikt pyrolytische technieken. Technieken die als vergassing dienen te worden beschouwd, werden niet weerhouden in de selectie. Binnen deze categorie werd geopteerd om 2 technologietypes op te nemen in de studie. Hierbij werd gekozen voor de twee systemen die zich momenteel het sterkst profileren op de markt: PPV (plasmapyrolyse en verglazing), zoals geleverd door Global Plasma Systems, en vergassing en HT inertisering, geleverd door Thermoselect. De geselecteerde leveranciers kregen een vragenlijst toegestuurd, die uitging van een specifieke situatie. Deze wordt beschreven in §1.3.2.


algemene inleiding

8

1.3.2

Bevraging

Om de verschillende verwerkingstechnologieën die in deze studie onderzocht worden op een evenwaardige wijze te kunnen vergelijken, wordt verondersteld dat het binnenkomende afval een welbepaalde en gekende samenstelling heeft. Deze samenstelling werd bepaald door middel van een sorteeranalyse op grijs afval in 1997 en wordt weergegeven in tabel 1. Achtereenvolgens zijn in de tabel volgende waarden gegeven: -

benaming van de fractie (sortering volgens de methodologie van OVAM) gewichtspercentage van de respectievelijke fractie in de huisvuilzak (deze gewichtsprocenten zijn berekend op de volledige sorteeranalyse door SOVABO) watergehalte (% van het natte monster) asgehalte (% op het droge monster) BVWd = bovenste verbrandingswaarde op de droge stof zoals berekend uit de analyse met de bomcalorimeter (J/g) Stookwaarde (J/g) chloride- en sulfaatgehalte (% op droge monster) koolstofgehalte (% op droge monster) H (elementaire analyse van H) (%)

BVWd = met C= ∆T = Qs = Qn = Qz = m=

C.∆T − (Qn + Qs + Qz) m warmtecapaciteit van de calorimeter (J/°C) temperatuursverhoging van de calorimeter (°C) warmte ontstaan door vorming van zwavelzuur uit zwaveldioxide (J) warmte ontstaan door vorming van salpeterzuur uit stikstof (J) som van alle vreemde warmte, o.m. weerstandsdraad, capsule, enz.. (J) massa van het gedroogde monster (g)

Omrekening naar de onderste verbrandingswarmte op natte stof en de stookwaarde geschiedt als volgt :

Waarbij BVWd = bovenste verbrandingswaarde op de droge stof (J/g)

2424 .(100 H.0,09 BVWd .(100 − a−)a−).2424 .a SOVWn = OVWn = − 100 100 OVWn = onderste verbrandingswaarde op de natte stof (J/g) S= stookwaarde (J/g) a= watergehalte (m %) H= percentage waterstof (te bepalen d.m.v. elementair analyse) (m %)


algemene inleiding

9

tabel 1-1 : afvalsamenstelling op basis van analyse op sorteercampagne

fractie organisch keukenafval tuinafval recupereerbaar papier niet verpakkingen recupereerbaar papier verpakkingen recupereerbaar karton verpakkingen niet recupereerbaar papier en karton verpakking niet recupereerbaar papier en karton andere glas verpakking glas andere metalen ferro verpakking metalen non ferro verpakking metalen andere kunststoffen flessen - PET kunststoffen flessen - PVC kunststoffen flessen - HDPE kunststoffen folies

gewicht % 39.63 5.58 5.15

water % 75.96 70.25 7.24

as % 17.62 61.43 16.11

BVWd Stookw. chloride J/g J/g % 17614 2199 0.536 7538 338 0.164 15235 12778 0.052

sulfaat % 0.24 0.205 0.07

C % 41.0 17.5 38.8

H gem % 6.15 3.31 5.66

2.17

6.27

6.07

24363

21308

0.027

0.036

39.7

6.49

2.83

6.13

13.10

15872

13554

0.061

0.039

35.3

5.85

3.12

27.63

6.65

17611

11061

0.172

0.038

43.3

7.44

3.11

33.93

3.55

16704

9310

0.143

0.04

41.4

6.07

4.11

1.25

0.73 2.24

5.27

0.72

9.94

2.1

0.02

0.56 0.02 1.06 3.63

1.06 0.63 19.15 16.44

0.31 0.60 8.92 3.44

22965 23220 36571 42422

20999 21358 27851 33876

0.035 0.037 0.089 0.085

0.03 0.025 0.104 0.041

59.3 51.7 68.1 82.7

7.87 7.85 7.28 7.40


algemene inleiding

10

fractie kunststoffen restplastiek verpakking kunststoffen restplastiek andere textiel KGA gemengde fractie hygiënische fractie gemengde fractie brikverpakkingen gemengde fractie rest verpakkingen fractie overige inerte restfractie vuilniszakken Totaal gewogen gemiddelde

Gewicht water % % 2.53 4.86

As % 2.43

BVWd Stookw. chloride J/g J/g % 40763 36783 0.113

Sulfaat % 0.029

C % 61.3

H gem % 8.79

1.33

3.48

4.05

42483

41183

0.044

0.031

73.6

7.61

2.17 0.32 4.83

22.99 25.33 50.12

2.06 17.54 31.57

19681 34440 13001

12852 25133 4065

0.083 0.17 0.137

0.16 0.034 0.052

46.4 64.2 33.9

9.80 6.70 7.61

0.75

17.86

7.66

22388

16686

0.238

0.063

45.8

7.37

2.05

8.87

15.23

19874

16195

1.075

0.048

41.9

8.62

6.08 3.16

5..93 34.72 17.09 42.61

22.17 62.35 8.20 26.88

23905 6235 33190 17281

21043 2727 25707 8532

0.049 0.125 0.072 0.3

0.122 0.187 0.013 0.1

42.0 18.2 77.8 37.5

6.13 3.10 7.33 5.66


algemene inleiding

11

De verschillende technologieën die onderzocht worden kunnen een verschillende capaciteit hebben. Om deze verschillen te kunnen meenemen worden volgende veronderstellingen gemaakt: • er dient 150 kTon op jaarbasis verwerkt te worden; • deze hoeveelheid afval wordt geproduceerd binnen een hypothetisch gebied van 1100 km²; • in dat gebied wonen 500.000 mensen; • in dat gebied liggen 4 stedelijke agglomeraties met elk 70.000 inwoners, de resterende inwoners zijn homogeen verspreid over het gebied. basis:

216 kg/inw + 84 kg cat II= 300kg/inw bevolkingsdichtheid: 450 inw/km²

Voor de bevraging wordt uitgegaan van installaties die werken binnen hun optimale capaciteitsrange. De bedoelde vragenlijst werd opgesteld op basis van de standaard vragenlijst voor LCAinventarisatie. Hierin komen de volgende onderwerpen aan bod: 1. omschrijving startsituatie (type afval, hoeveelheid,…) 2. procesbeschrijving 3. balans in- en uitgaande stromen • ingaande producten • waterverbruik • energieverbruik • uitgaande stroom: energie • uitgaande stroom: materialen • emissies naar lucht • emissies naar water 4. kosten 1.3.3 Resultaten bevraging De respons op de vragenlijsten bleek heterogeen. De leveranciers van de pyrolysesystemen volgden niet volledig de vooropgestelde indeling tussen alleenstaande en geïntegreerde systemen. Op basis van de ontvangen ingevulde vragenlijsten kan volgende indeling opgesteld worden: Mechanisch biologisch

Alleenstaande pyrolyse

Geïntegreerde pyrolyse

OWS

EDDITh PKA TRAIDEC

PKA SERPAC

Geïntegreerde vergassingHT-verglazing Thermoselect GPS

Voor VAGRON en Herhof werd in fase 1 als basis enkel algemene documentatie geleverd. De bespreking van de technieken die niet naar fase 2 werden overgedragen, wordt gegeven in Bijlage 1.


algemene inleiding

12

1.4 Aanpak fase 2 1.4.1 selectie van technieken In fase 2 wordt uitgegaan van volledige verwerkingsscenario’s van afval tot energie (i.e. kracht en/of warmte) en vast residu. Volgende verwerkingsscenario's worden verder onderzocht: • Mechanische scheiding en droge vergisting in combinatie met een thermische eindverwerking in een circulerend wervelbed met energierecuperatie (SVgis-WBO) • Biologische droging en mechanische scheiding in combinatie met een thermische eindverwerking in een circulerend wervelbed met energierecuperatie (SBioD-WBO) • Mechanische scheiding en droge vergisting in combinatie met vergassing van de RDF fractie tot syngas en thermische valorisatie van het syngas via een gasmotor (SVgisVgas-M) • Biologische droging en mechanische scheiding in combinatie met vergassing van de RDF fractie tot syngas en thermische valorisatie van het syngas via een gasmotor (SBioD-Vgas-M) • Mechanische scheiding en droge vergisting in combinatie met vergassing van de RDF fractie tot syngas en thermische valorisatie van het syngas via STEG (SVgis-VgasSTEG) • Biologische droging en mechanische scheiding in combinatie met vergassing van de RDF fractie tot syngas en thermische valorisatie van het syngas via STEG (SBioDVgas-STEG) • Geïntegreerde pyrolyse met valorisatie van het syngas in een gasmotor (i.e. hoge temperatuur smeltreactor voor immobilisatie van de asfractie en vergassing van de cokesfractie) (pyro) • Verbranding in roosteroven met opwerking van bodemassen, als referentiescenario (RO SNCR en RO SCR) Bij de keuze werd uitgegaan van selectie van processen die als representatief voor de huidige markt en extrapoleerbaar naar een ruimer aanbod aan leveranciers staan. Bovendien werd rekening gehouden met een beperking van scenario’s gezien de vooropgestelde duur en invulling van het project. Op deze basis werd de nadruk gelegd op de scenario’s uitgaand van mechanisch-biologische voorbehandeling. Op vlak van pyrolyse werd gestreefd naar een enkelvoudige keuze met maximale integratie van elementen uit andere processen. Bijgaande overwegingen hebben bij de uiteindelijke keuze van het begeleidingscomité een rol gespeeld: • De mechanisch biologische voorbehandelingstechnieken welke beschouwd worden zijn scheiden-vergisten en biologisch drogen-scheiden. Redenen voor deze keuze zijn o.m. - technisch gedemonstreerd - beschikbaarheid van gegevens - beide leveranciers in vergaand overleg met Vlaamse actoren inzake afvalverwerking - nood aan bestudeerde gegevens voor eventuele toekenning van milieuvergunning • Thermische valorisatie in een extern circulerend wervelbed lijkt op korte termijn het meest aangewezen. De techniek is voldoende bewezen en is geschikt voor het type brandstof (RDF) dat moet worden verwerkt. Bovendien staat deze techniek het dichtst bij introductie op de Vlaamse markt (meerdere dossiers in voorbereidings- of vergunningsfase).


algemene inleiding

13

• Thermische verwerking in cementindustrie, hoogoven of elektriciteitscentrale wordt niet meegenomen in de verdere studie wegens niet realistisch op korte termijn. Uit de voorlopige studie blijkt dat de cementindustrie RDF uit Vlaams huisvuil niet als prioritaire en interessante brandstofstroom beschouwt (zie bijlage IC). De beide andere routes zijn om diverse redenen minder plausibel. • Voor een consistente evaluatie van vergassing van RDF wordt afgesproken om deze te beperken tot een grondige beschrijving van de kwaliteit van het syngas (vooral sporenelementen zijn belangrijk m.b.t. de mogelijke eindverwerking) en de thermische valorisatie te beperken tot een gasmotor en een STEG. • Voor pyrolyse wordt de voorkeur gegeven aan PKA om volgende redenen: - PKA integreert verschillende deelprocessen, die ook bij andere leveranciers worden teruggevonden en vormt op die manier een representatieve vertegenwoordiger voor afvalverwerking via pyrolyse. - Draaitrommelovenproces is meest representatief voor een ruim aantal pyrolyseprocessen (zie ook Thide) in vergelijking met specifieke reactortypes als Traidec (kettingreactor), SERPAC (gedeeltelijk substochiometrische verbranding) en Thermoselect (aaneengesloten ontgassing en HTR). - PKA combineert de productie van syngas (na kraken van pyrolysegas) en hoge temperatuur smeltreactor (immobilisatie van de inerte fractie - demonstratie van dit gedeelte alleen op pilootschaal). Op die manier worden de hoge temperatuurprocessen ook vertegenwoordigd in de studie. • GPS-PPV (Plasmapyrolyse - vitrificatie) is een techniek die nog niet op commerciële schaal is gedemonstreerd voor verwerking van huishoudelijk afval. De integratie van de verschillende procesonderdelen dient in de praktijk te worden gedemonstreerd. Bovendien zijn er nogal wat twijfels omtrent de betrouwbaarheid van de opgegeven cijfers. figuur 1-2: Overzichtsschema geselecteerde afvalverwerkingstechnieken en gecontacteerde leveranciers voor bevraging

REFERENTIE

mechanisch scheiden droog vergisten OWS

verbranding extern circulerend wervelbed Kvaerner

biologisch drogen mechanisch scheiden Herhof - MTM

vergassing slakkenbad BGL

SYNGAS


RDF

VOORBEHANDELING

Gasmotor Jenbacher STEG Electrabel

GEÏNTEGREERDE SYSTEMEN geïntegreerde pyrolyse met valorisatie syngas in gasmotor PKA


algemene inleiding


GRIJS AFVAL

Roosteroven + bodemasbehandeling Seghers better Technologies + Indaver

14

1.4.2 bevraging Ter vervollediging van de reeds verkregen informatie werd aan de leveranciers van de geselecteerde systemen bijkomende informatie gevraagd. Alle leveranciers betuigden een vlotte medewerking. Op vlak van economische gegevens bleek het met name bij de buitenlandse leveranciers niet mogelijk om volledige gegevens te verzamelen. De leveranciers van de systemen voor thermische valorisatie van RDF werd gevraagd twee installaties te definiëren voor de twee verschillende typen RDF. Geen van de bevraagde leveranciers werkte echter een aangepaste installatie uit. Er werden enkel gegevens verstrekt van bestaande of recent aangeboden installaties met vergelijkbare capaciteit en/of thermisch vermogen. Deze gegevens werden in de mate van het mogelijke geïnterpreteerd en omgerekend naar de specifieke afvalsamenstelling van deze studie. De berekeningswijzen worden in de tekst toegelicht.

1.4.3

Methodologie voor grondige vergelijking van de verwerkingsscenario’s

1.4.3.1 Reikwijdte van de studie en systeemgrenzen De vergelijking van de alternatieve verwerkingsscenario's gebeurt op basis van vijf criteria: milieu, energie, materiaalrecuperatie, economie en bedrijfsvoering. Elk van deze criteria wordt in de mate van het mogelijke gekwantificeerd, eventueel opgesplitst in een aantal subcriteria. Omdat de studie tot doel heeft de verwerkingsalternatieven te vergelijken op meer dan milieu-impacten alleen, zal een locatie-onafhankelijke benadering gevolgd worden in die zin dat enkel de emissies begroot worden maar niet de immissie. Dergelijke locatieonafhankelijke benadering maakt trouwens de resultaten van de studie breder inzetbaar in besluitvormingsprocessen. Effecten op lokaal vlak maken deel uit van een eventuele MER die bij de exploitatie-aanvraag dient opgemaakt te worden. Bij het afbakenen van de systeemgrenzen in deze studie staat de functie van de onderzochte systemen centraal: de finale verwijdering van de restfractie van HHA en categorie II bedrijfsafval. Zowel de voorbehandeling als de daaropvolgende verwerking worden meegenomen, alsook alle ondersteunende processen die op één of andere wijze betrokken zijn (rookgasreiniging, geurhinderbestrijding, enz.). Transport van het afval tot aan de poort van de eerste stap in de verwerking wordt niet in rekening gebracht. Transport dat nodig is om materialen binnen eenzelfde verwerkingscenario te transporteren tussen verschillende (installatie)onderdelen wordt wél meegenomen in de milieu-analyse. Realistische transportafstanden worden hiervoor in rekening gebracht.


algemene inleiding

15

figuur 1-3: schema van de systeemgrenzen en reikwijdte van studie

Systeemgrens Restfracties (te storten, recuperatie…)

Afval (zonder transport) Brandstoffen (+ brandstofketen)

Voorbehandeling

Transport

Eindverwerking

Hulpstoffen (+ productie)

Emissies (lucht, water,…)

In hetgeen volgt wordt kort beschreven op welke wijze elk van de vermelde criteria in kaart zal gebracht worden. 1.4.3.2 Milieu en energie De potentiële milieu-impacts van de verschillende verwerkingsscenario’s worden in beeld gebracht. Als basis worden de elementen uit de methodiek van de milieugerichte levenscyclusanalyse (LCA) gebruikt. De milieu-effecten worden onafhankelijk van tijd en plaats bepaald. De definitieve verwijdering van 1 ton residu van HHA en categorie II bedrijfsafval wordt als referentie-eenheid in deze milieuvergelijking gebruikt. In deze context betekent definitieve verwijdering dat de binnenkomende afvalfractie integraal omgezet wordt tot valoriseerbare fracties (met een economische waarde: nevenproducten, energie, enz.), tot finaal te storten materiaal en disperse emissies. De netto elektriciteitproductie wordt bepaald voor de onderzochte verwerkingsscenario’s. Het rendement van energierecuperatie uit het afval en het eigen verbruik van alle processtappen bepalen het energetisch rendement deze scenario’s. Vermeden emissies worden eveneens in kaart gebracht. Op een gestandaardiseerde wijze worden de gegevens, die nodig zijn voor het opstellen van de energiebalans, verzameld bij de geselecteerde leveranciers. 1.4.3.3 Materiaalrecuperatie De hoeveelheden, de kwaliteit en hergebruikmogelijkheden van de geproduceerde reststoffen in hoogwaardige en laagwaardige toepassingen worden in kaart gebracht en geëvalueerd. De recuperatie van materialen zal niet vertaald worden naar een vermeden grondstofverbruik of naar vermeden emissies, doch de analyse zal beperkt blijven tot het kwantificeren en klasseren van de valoriseerbare reststoffen die geproduceerd worden in de alternatieve verwerkingssysteem.


algemene inleiding

16

1.4.3.4 Financieel-economische aspecten De kostprijs voor investering, bedrijfsvoering (bijv. energieverbruik, loonkost, storttarieven) en onderhoud wordt geïnventariseerd en vergeleken. Opbrengsten uit reststoffen en teruggewonnen energie dienen daarbij in rekening gebracht te worden. Deze informatie wordt dan verrekend naar een kostprijs per ton verwerkt afval. Deze benadering leidt tot een technische vergelijking van de kostprijs van de verschillende systemen. De nodige gegevens voor evaluatie van de financieel-economische aspecten werden opgevraagd bij de technologie-leveranciers en bij potentiële afnemers van de aangeboden reststoffen. 1.4.3.5 Bedrijfsvoering Elk van de te onderzoeken verwerkingsscenario’s zal geëvalueerd worden op aspecten van procesbeheersing, veiligheid, betrouwbaarheid, onderhoud en flexibiliteit. De betrouwbaarheid of marktgevoeligheid van de afzetroute voor het RDF is hierbij een aanvullend criterium.

1.4.4 Samenvatting Na de inleiding volgt in hoofstuk 2 de procesbeschrijving van de geselecteerde afvalverwerkingstechnieken. Bij elke techniek worden het proces en de massabalans bekeken. De procesbeschrijving houdt in dat voor elke geselecteerde techniek de afvalontvangst, rookgasreiniging en geproduceerde reststoffen besproken worden. In de massabalans worden input van hulpstoffen en output van de verschillende fracties weergegeven, evenals in- en output van energiedragers. In hoofstuk 3 worden de verschillende technieken gecombineerd tot scenario’s. Deze verschillende scenario’s worden met elkaar vergeleken en geëvalueerd. Achtereenvolgens komen de aspecten milieu en energie, materiaalrecuperatie, economie en bedrijfsvoering aan bod. Er wordt geen gebruik gemaakt van weegfactoren om de onderzochte scenario’s te rangschikken. De besluiten worden geformuleerd in hoofdstuk 4. In de loop van de studie werden nog enkele aanvullende documenten opgesteld. Deze worden gegeven in bijlage: § bijlage 1 : Technische beschrijving van afvalverwerkingstechnieken § bijlage 2 : Resultaten van de analyse § bijlage 3 : De Eco-indicator 99 methodiek § bijlage 4 : Milieu-impact van transport § bijlage 5: Risico-beoordeling van de dioxine- en PCB-uitstoot van een afvalverbrandingsinstallatie.


algemene inleiding

17

1.5 Projectuitvoering 1.5.1 Projectteam Voor uitvoering van het hier beschreven project werd een multidisciplinair team van Vitoonderzoekers samengesteld bestaande uit (in alfabetische volgorde): Dirk Ceuterick (LCA); Raf De Fré (lucht); Roger Dijkmans (BBT); Pierre Geuzens (water, afval, lucht); Rudi Torfs (LCA); Ann Van der Linden (afval & secundaire grondstoffen); Peter Vercaemst (financieel-economische aspecten); Karl Vrancken (afval & secundaire grondstoffen); Guido Wouters (LCA, integrale milieu-evaluatie). Dit projectteam kwam op regelmatige tijdstippen samen om het verloop van de studie te evalueren en bij te sturen waar nodig. De coördinatie van het project gebeurde door Karl Vrancken. 1.5.2 Begeleidingscomité Het verloop van de studie werd opgevolgd door een begeleidingscomité. Dit is samengesteld met vertegenwoordigers van de uitvoerder (Vito), de overheid (OVAM, Kabinet Leefmilieu) en vertegenwoordigers van de gebruikers. Deze laatste categorie wordt vertegenwoordigd door afgevaardigden van de MINA-raad, Interafval en de SERV. Vito :

OVAM :

Kabinet Leefmilieu : MINA-raad : Interafval : SERV :

Karl Vrancken Dirk Ceuterick Pierre Geuzens Anneleen De Wachter Ortwin Meeuws Danny Wille Peter Van Acker Werner Annaert Bart Martens Christof Delatter Peter Van Humbeek

Het begeleidingscomité heeft tot taak: - evaluatie van de gebruikte informatiebronnen, aanleveren van aanvullende informatie - opvolging en evaluatie van de gebruikte onderzoeksmethode - advies voor verfijning van de studie, binnen het vooraf vastgelegde kader - leveren van suggesties en commentaar bij opstellen van het eindrapport 1.5.3 Klankbordgroep In aanvulling op het extern begeleidingscomité werd een klankbordgroep samengebracht. In deze groep zetelen personen die op basis van het professionele ervaring met de evaluatie van afvalverwerkingstechnieken betrokken zijn: Paul de Bruycker (Indaver), Dirk Cleiren (GOM Antwerpen), Paul Macken (IOK), Hugo Vanderstadt (Ecobooks), Luc De Brauwere (Miplan), Bart Ramaekers (ReMi Houthalen).


algemene inleiding


procesbeschrijving afvalverwerkingstechnieken

20

2

PROCESBESCHRIJVING AFVALVERWERKINGSTECHNIEKEN .................................................21 2.1 INTEGRALE AFVALVERWERKING: ROOSTERVERBRANDING................................................................................21 2.1.1 Inleiding ......................................................................................................................................................... 21 2.1.2 Proces ............................................................................................................................................................. 21 2.1.2.1 2.1.2.2 2.1.2.3 2.1.2.4 2.1.2.5

2.1.3

Afvalontvangst.........................................................................................................................................23 Verbranding.............................................................................................................................................23 Energierecuperatie ...................................................................................................................................23 Rookgasreiniging.....................................................................................................................................23 Reststoffen...............................................................................................................................................25

Massabalans.................................................................................................................................................. 25

2.1.3.1 2.1.3.2 2.1.3.3

Input .........................................................................................................................................................25 Output ......................................................................................................................................................26 Energie .....................................................................................................................................................27

2.2 M ECHANISCH – BIOLOGISCHE VOORBEHANDELING: SCHEIDEN - VERGISTEN.................................................29 2.2.1 Inleiding ......................................................................................................................................................... 29 2.2.2 Proces ............................................................................................................................................................. 30 2.2.2.1 2.2.2.2 2.2.2.3 2.2.2.4

2.2.3

Afvalontvangst en scheiding....................................................................................................................30 Vergisting en energierecuperatie .............................................................................................................32 Rookgasreiniging.....................................................................................................................................32 Reststoffen...............................................................................................................................................32

Massabalans.................................................................................................................................................. 33

2.2.3.1 2.2.3.2 2.2.3.3


2.3 M ECHANISCH - BIOLOGISCHE VOORBEHANDELING: BIOLOGISCH DROGEN - SCHEIDEN ...............................37 2.3.1 Inleiding ......................................................................................................................................................... 37 2.3.2 Proces ............................................................................................................................................................. 37 2.3.2.1 2.3.2.2 2.3.2.3 2.3.2.4 2.3.2.5

2.3.3

Afvalontvangst en voorscheiding.............................................................................................................37 Biologische droging en nascheiding........................................................................................................37 Luchtbehandeling.....................................................................................................................................38 Waterbehandeling....................................................................................................................................38 Reststoffen...............................................................................................................................................38

Massabalans.................................................................................................................................................. 38

2.3.3.1 2.3.3.2 2.3.3.3


2.4 THERMISCHE VALORISATIE : VERBRANDING EXTERN CIRCULEREND WERVELBED ..........................................41 2.4.1 Inleiding ......................................................................................................................................................... 41 2.4.2 Proces ............................................................................................................................................................. 41 2.4.2.1 2.4.2.2 2.4.2.3

2.4.3

Afvalontvangst.........................................................................................................................................44 Rookgasreiniging.....................................................................................................................................44 Reststoffen...............................................................................................................................................44

Massabalans.................................................................................................................................................. 44

2.4.3.1 2.4.3.2 2.4.3.3


2.5 THERMISCHE VALORISATIE : SLAKKENBADVERGASSER......................................................................................46 2.5.1 Inleiding ......................................................................................................................................................... 46 2.5.2 Proces ............................................................................................................................................................. 47 2.5.2.1 2.5.2.2 2.5.2.3 2.5.2.4 2.5.2.5

2.5.3

Afvalontvangst en voorscheiding.............................................................................................................47 De vergassing...........................................................................................................................................48 Gas processing.........................................................................................................................................50 Waterbehandeling....................................................................................................................................50 Reststoffen...............................................................................................................................................50

Massabalans.................................................................................................................................................. 50

2.5.3.1 2.5.3.2 2.5.3.3


2.6 GASMOTOR ................................................................................................................................................................53 2.6.1 Proces ............................................................................................................................................................. 53 2.6.2 Massabalans.................................................................................................................................................. 53 2.6.2.1

Energie .....................................................................................................................................................54

Vito - integrale milieustudies 2001


21

2.7 STEG.......................................................................................................................................................................... 55 2.7.1 Proces..............................................................................................................................................................55 2.7.2 Massabalans...................................................................................................................................................55 2.7.2.1 2.7.2.2

Input ........................................................................................................................................................55 Output ......................................................................................................................................................56

2.8 GEÏNTEGREERDE PYROLYSE MET GASMOTOREN .................................................................................................. 57 2.8.1 Inleiding..........................................................................................................................................................57 2.8.2 Proces..............................................................................................................................................................57 2.8.2.1 2.8.2.2 2.8.2.3 2.8.2.4 2.8.2.5 2.8.2.6 2.8.2.7 2.8.2.8

2.8.3

Afvalontvangst en voorscheiding............................................................................................................57 Droging en pyrolyse................................................................................................................................57 Pyrolysegas behandeling.........................................................................................................................58 Hoge temperatuurreactor.........................................................................................................................58 Gasmotoren .............................................................................................................................................59 Gasreiniging.............................................................................................................................................59 Waterbehandeling....................................................................................................................................59 Reststoffen...............................................................................................................................................59

Massabalans...................................................................................................................................................60

2.8.3.1 2.8.3.2 2.8.3.3

Input ........................................................................................................................................................60 Output ......................................................................................................................................................60 Energie.....................................................................................................................................................61



21

2

PROCESBESCHRIJVING AFVALVERWERKINGSTECHNIEKEN

2.1 Integrale afvalverwerking: roosterverbranding REFERENTIE RO

VOORBEHANDELING


WBO RDF

GRIJS AFVAL

SBioD

Vgas

M

STEG


SVgis


pyro

2.1.1 Inleiding De verwerking van het huishoudelijk restafval in een roosteroven is de huidige Vlaamse praktijk voor ongeveer 50% van het restafval. Deze techniek wordt dan ook als referentiescenario opgenomen in de studie. Gegevens in verband met deze techniek werden verkregen van Seghers better Technologyi, een Vlaamse ovenbouwer met eigen rooster- en rookgasreinigingstechnologie. Voor ontwerp en samenstelling van de installatie gaat Seghers uit van de opgegeven afvalsamenstelling. In de volgende tabel worden even de belangrijkste parameters van de afvalstroom hernomen. • Aard brandstof

Restfractie van huishoudelijk afval

• Gehalte inerten

17% wt

• Vochtgehalte

42.6% wt

• Stookwaarde

8.53 MJ/kg

• Samenstelling van de brandbare fractie ∗ Koolstof (C)

57.277%

∗ Waterstof (H)

7.750%

∗ Zuurstof (O)

33.303%

∗ Stikstof (N)

1.290%

∗ Zwavel (S)

0.144%

∗ Chlorides (Cl)

0.431%

• Aantal ovenlijnen

2

• Nominaal doorzet per lijn

9.375 ton/h

• Thermische belasting per lijn

22.2 MW

2.1.2 Proces In deze sectie worden de belangrijkste subprocessen die men in een SEGHERS waste to power plant kan terugvinden, kort overlopen. Een processchema wordt gegeven in figuur 2-1. Vito - integrale milieustudies 2001


22

Electrical Power

Turbine

Steam Semi-wet reactor (with Rotary Atomizer)

Boiler

Activated carbon Baghouse filter

ID-fan Ashes boiler

Furnace

Residue

Ashes

figuur 2-1: processchema roosteroven



23

2.1.2.1 Afvalontvangst Het afval wordt gelost in de afvalbunker. De bunker zelf heeft voldoende capaciteit om een ongestoorde werking tijdens een verlengd weekend te verzekeren. De lucht in de bunker wordt continu afgezogen en gebruikt als primaire verbrandingslucht. Eén operator bedient de afvalkraan: het afval wordt verder gehomogeniseerd en gevoed in de vultrechter. 2.1.2.2 Verbranding De vultrechter mondt uit in de vulschacht. Hierin bevindt zich een grote ‘prop’ afval om de oven luchtdicht (en op onderdruk) te houden De schacht zelf is watergekoeld om brandgevaar tegen te gaan. Onderaan de vulschacht duwt een hydraulisch aangedreven voedingsrooster het afval op het eigenlijke verbrandingsrooster. De snelheid van dit systeem kan aangepast worden om de doorzet te controleren. Het eigenlijke verbrandingsproces voltrekt zich boven het rooster en kan opgesplitst worden in vier subprocessen. In eerste instantie wordt het afval gedroogd. In de volgende fase vindt de vergassing plaats: vervluchtigde koolwaterstoffen ontsnappen uit het afval. In de verbrandingsfase ontvlammen deze substanties en worden ze geoxideerd tot hoofdzakelijk CO2 en water. Op het einde van het rooster tenslotte branden de laatste resten van de overgebleven vaste koolstof uit. Het Seghers multi stage rooster en de luchthuishouding zijn ontworpen om deze verschillende subprocessen zo optimaal mogelijk te laten verlopen. Het rooster zelf bestaat uit vier elementen. Elk element is opgebouwd met drie verschillende soorten tegelrijen: schuivende, vaste en kantelende. De schuivende tegels zorgen voor het horizontaal transport van het afval terwijl de kanteltegels een voldoende menging en beluchting van het afval op het rooster mogelijk maken. De primaire luchttoevoer wordt geregeld per roosterelement om een optimale hoeveelheid voor elk subproces te kunnen leveren. In de verbrandingskamer wordt secundaire lucht toegevoerd voor volledige verbranding van de gevormde gassen. 2.1.2.3 Energierecuperatie De thermische energie van de rookgassen wordt gebruikt om oververhitte stoom van 40 bar en 400 °C te produceren. In de verticale lege trekken van de ketel, waarvan de eerste geïntegreerd is in de oven, gebeurt de warmte-overdracht door straling. In het horizontale gedeelte zijn economizers, verdampers en oververhitters opgesteld, die de warmte van de rookgassen convectief opnemen. In een range van 60% tot 110% van de nominale belasting, zowel wat thermische belasting als doorzet betreft, worden de stoomcondities van 40 bar en 400 °C én de temperatuur aan de uitgang van de ketel gegarandeerd. De geproduceerde stoom wordt vervolgens ontspannen in de turbine, waardoor elektriciteit opgewekt wordt. 2.1.2.4 Rookgasreiniging De voorgestelde rookgasreiniging bestaat uit een half-natte zuurverwijderingstrap, een dioxineadsorptie op actieve kool, een ontstoffing met behulp van een mouwfilter en een niet Vito - integrale milieustudies 2001


24

katalytische NOx -reductie (SNCR). Als variante op het referentiescenarie werd een katalytische NOx -reductie (SCR) opgenomen. De halfnatte reactor heeft twee functies: eerst en vooral worden de rookgassen gekoeld tot een temperatuur waarop de neutralisatiereacties tussen de kalkmelk en de aanwezige zure gassen (HCl, SOx en HF) optimaal verlopen. Daarnaast wordt de reactor zodanig ontworpen dat er voldoende verblijftijd gecreëerd wordt om de hoger vermelde neutralisatiereacties ook daadwerkelijk te laten plaatsgrijpen. Een goed contact tussen de kalkmelk en de aanwezige zuren wordt verzekerd door het atomiseren van de kalkmelk in de roterende atomizer. De kalkmelk wordt verneveld tot zeer kleine druppeltjes en efficiënt verdeeld over de totale rookgasstroom. Na de reactor wordt actieve kool geïnjecteerd. Hierop adsorberen de dioxines/furanen en de eventueel aanwezige zware metalen. Katalytische dioxinereductietechnieken worden ondertussen eveneens toegepast in enkele Vlaamse installaties, maar deze bevinden zich nog in een demonstratiestadium. In de mouwfilter worden de overmaat aan kalk, de gevormde reactiezouten, de actieve kool en het nog aanwezige stof verwijderd uit de rookgasstroom, zodat uiteindelijk een concentratie van minder dan 5 mg/Nm3 overblijft in de schouw. De niet-katalytische NOx -reductie gebruikt bij voorkeur ureum als reagens, vermits het gebruik van dit reagens geen speciale veiligheidsmaatregelen noodzaakt. Een oplossing van ureum en water wordt met behulp van sproeilansen in de eerste lege trek van de ketel geïnjecteerd bij een temperatuur van 950 – 1050 °C. Bij de katalytische NOx -reductie worden de rookgassen na de mouwfilter heropgewarmd in twee stappen. In eerste instantie recupereert men de warmte van de hete rookgassen aan de uitgang van de SCR. De gassen uit de mouwfilter kunnen zo van 150 °C tot ongeveer 200 °C opgewarmd worden. Vermits de optimale werkingstemperatuur voor de SCR 230 °C bedraagt, dienen de rookgassen nog verder opgewarmd te worden. Hiervoor wordt aardgas gebruikt. In de SCR wordt de NOxinhoud van de rookgassen teruggebracht tot ongeveer 50 mg/Nm3. Hiertoe wordt ammoniak geïnjecteerd, die katalytisch reageert met de aanwezige NOx . De ID-fan leidt de rookgassen tenslotte naar de schouw.



25

Ammonia Ammonia

injection Catalytic

M

reactor Inline

M

M

burner

Flue gases (Line 1)

Flue gas-flue gas heat exchanger

M

By-pass to old stack

Condensate

Flue gases (Line 2)

M

Natural gas City water

Steam

ID-Fan

Stack

Figuur 2-2: deDINOx installatie

2.1.2.5 Reststoffen De reststoffen, gevormd gedurende het ganse proces kunnen onderverdeeld worden in: bodemassen, ketelas en reactieresidu. De bodemassen worden behandeld in verschillende breek-, zeef- en waseenheden. Eerst verwijdert een grove slangenzeef grote stukken metaal en stenen. Vervolgens scheidt een trommelzeef de te grote delen af. Die worden ontijzerd en gaan terug naar de roosteroven. Dan scheidt een was-zeefeenheid de assen in drie fracties. Op de twee grootste fracties gebeurt een ferro en non-ferro afscheiding. De metaalfractie kan worden verkocht. De fracties 2-6 mm en 6-50 mm kunnen met het door OVAM verkregen certificaat als niet vormgeven bouwstof een toepassing krijgen. De fractie 0-2 mm wordt ontwaterd en gestort op stortplaats categorie 2. De ketelas wordt via transportbanden naar een silo gevoerd en kunnen volgens de leverancier gedeponeerd worden op een stortplaats categorie 1. De reactieresidu’s worden opgevangen onderaan de reactor en in de trechters van de mouwfilter. Zij worden met verwarmde transportbanden naar een silo gevoerd en moeten gesolidifieerd worden of gestort op een stortplaats categorie 1. 2.1.3

Massabalans

2.1.3.1 Input De waterverbruiken per deelproces en per ton afval worden weergegeven in de volgende tabel.



26

Waterverbruik Proces

Verbruik per ton

Oorsprong

Ontslakker

22 kg

Afvalwater

Koelwater reactor

72.5 kg

Hemelwater, gerecycleerd reinigingswater

DeNOx

96 kg

Proceswater

Kalkmelkaanmaak

51.2 kg

Leidingwater

Totaal

241.7 kg

De volgende hulpstoffen worden gebruikt bij verwerking van 1 ton afval met de opgegeven samenstelling: hulpstoffen Product Ureum SNCR Ammoniak SCR ongebluste kalk

actieve kool

Samenstelling NH2 CONH2 NH3 CaO : 95% MgO : 0.95% SiO 2 : 1.2% CO2 : 1.1% Fe2 O3 : 0.21% Al2 O3 : 0.22% S: 0.045% C : 89% inerten : 8% vocht 3%

Hoeveelheid 4.16 kg/ton 1 kg/ton SNCR

4.2 kg/ ton

SCR

4.5 kg/ ton

0.42 kg/ton

De ongebluste kalk wordt geblust tot kalkmelk en geïnjecteerd in de reactor voor rookgasreiniging. De kalk wordt aangevoerd in eenheden van 35 ton per vrachtwagen. De actieve kool wordt geïnjecteerd in de rookgasstroom tussen de reactor en de mouwenfilter, voor adsorptie van dioxines en furanen. Het wordt per vrachtwagen (25 ton) naar de installatie getransporteerd. Het verbruik van vlokkings- en antischuimmiddel voor de bodemasbehandelingsinstallatie is verwaarloosbaar klein (resp. 1.3 g en ongeveer 15 g per ton bodemas).

2.1.3.2 Output Volgende uitgaande stromen worden gegenereerd op basis van de door Vito opgegeven afvalsamenstelling ii,iii:



27

Product niet energetisch valoriseerbare fracties ferro non ferro bodemassen

Hoeveelheid per ton HHA

bestemming

24.3 kg 3 kg 159.5 kg

ketelas rookgasreinigingsresidu onverbrand emissies naar lucht 1 CO2 CO HCl SOx SNCR SCR NOx SNCR SCR NH3 stof dioxines SNCR SCR Cd Hg Pb Cr Cu As Co Ni V Zn

7.5 kg 23 kg 10.8 kg hoeveelheid per ton HHA 839 kg 124 g 34.7 g 233 g 117 g 654 g 248 g 24.8 g 14.9 g 148.5 ng 104 ng 0.48 mg 1.54 mg 96.2 mg 38.8 mg 1.6 g 0.92 mg 0.59 mg 12.3 mg 16 mg 50.1 mg

schroothandel recuperatie 66.6 kg hergebruik 92.9 kg stortplaats categorie 2 stortplaats categorie 1 stortplaats categorie 1 terug naar RO

Op basis van de door Vito opgegeven afvalsamenstelling gaf de roosterleverancier volgende opbrengsten: bodemassen: 144.5 en ferro: 31.5 kg/ton HHA. De relatieve verhouding bodemasfracties, ferro, non-ferro en onverbrand werd herberekend op basis van praktijkgegevens van de bodemasbehandeling. De installatie werkt afvalwatervrij. 2.1.3.3 Energie De enige vorm van energie die verbruikt wordt tijdens het normale bedrijf van de verbrandingsinstallatie is elektriciteit, die zelf opgewekt wordt. Tijdens geplande en niet-geplande start-ups worden oliebranders gebruikt voor opwarming van de verbrandingskamer. 1

Emissies van metalen: modelberekeningen. Emissies van dioxines (met SCR): 30% lager dan met SNCR.



28

De elektriciteitsproductie en het brandstofverbruik worden gegeven in onderstaande tabel. In het eigen verbruik is de elektriciteitsconsumptie van de bodemasbehandeling inbegrepen (ongeveer 3 kWh per ton bodemas)1 . Type energiedrager Input aardgas voor SCR opstart olie voor opstart elektriciteit SCR SNCR Output Elektriciteit SCR SNCR

Hoeveelheid ton HHA

per oorsprong

7.2 Nm³ 4 kg 85 kWh 80 kWh

aangekocht aangekocht eigen productie in turbine

475 kWh 480 kWh

netto productie in turbine (eigen gebruik afgetrokken)



29

2.2 Mechanisch – biologische voorbehandeling: Scheiden - vergisten REFERENTIE RO

VOORBEHANDELING


WBO RDF

GRIJS AFVAL


SVgis

SBioD

Vgas

M GEÏNTEGREERDESYSTEMEN

STEG


pyro

2.2.1 Inleiding De beschrijving van het procesverloop is gebaseerd op de informatie die door OWS aangeleverd werd iv , aangevuld met informatie die vergaard werd tijdens een werkbezoek aan de OWS vergistingsinstallatie in Bassum (Duitsland) op 6 april 2000. De behandelingsinstallatie in Bassum werd gebouwd met oog op vermindering van het te storten volume afval. Het Landkreis Diepholz exploiteert een stortplaats in Bassum. Voor deze stortplaats werd een uitzondering verkregen op de algemene regel van het Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz, die stelt dat producten met TOC >5% niet gestort mogen worden. Storten van HHA kan, doch enkel mits biologische voorbewerking. Doel van de installatie in Bassum bestaat er niet in om maximaal materialen te recupereren, doch het organisch materiaal te vergisten, aëroob te stabiliseren en te storten. De biologische behandeling in Bassum bestaat uit: scheiden - vergisten - aërobe stabilisatie en is voorzien voor een capaciteit van 65.000 ton/j. In het kader van deze studie werd door OWS een antwoord geformuleerd op de standaard vragenlijst die aan alle technologie-aanbieders verstuurd werd. De procesbeschrijving die in hetgeen volgt aan de basis ligt is gebaseerd op de antwoorden die op basis van deze vragenlijst geformuleerd werden. Deze procesopbouw wijkt evenwel licht af van de procesvoering zoals deze in Bassum verloopt. In de tekst zal aangegeven worden waar de belangrijkste verschillen zich situeren. De door Vito in de vragenlijst opgegeven afvalsamenstelling werd door OWS vertaald naar gegevens die rechtstreeks als input in de OWS simulatieprogramma’s gehanteerd kunnen worden. De door OWS gebruikte gegevens worden in onderstaande tabel weergegeven. Materiaal

% op nat % DS gewicht

% VS op MJ/kg DS DS

Papier/karton Hout Kunststof

16.4 4 9.1

82 80 86

90 80 96

17.2 15 41

Ferro's Non-ferro's

4 1.1

95 95

7 7

1.6 1.6

Glas

4.8

95

7

1.6



30

Keramiek en stenen 3.2 Natte org. componenten 44.2

65 29

38 39

6.2 16.5

Takken Diversen brandbaar

1.2 1

38 79

76 48

12 29

Diversen onbrandbaar Textiel Sanitair papier

1 2.2 4.8

85 70 48

5 98 68

1.3 19.7 13.5

Leer/rubber Tapijten/matten

1 1

90 85

95 81

36.3 30

Laminaten Klein gevaarlijk afval

0.8 0.3

82 75

92 82

22.4 34.4

De door Vito gebruikte afvalsamensteling heeft een asgehalte van 178 kg/ton. Het asgehalte van de herberekende samenstelling bedraagt 225 kg/ton. De asgehalten van de verschillende fracties vermeld door OWS, werden daarom lineair gecorrigeerd met een factor 178/225. Dit om aan de door VITO opgegeven afvalsamenstelling te voldoen. 2.2.2 Proces Basisprincipe bij OWS is dat men de verkleining van het grijs afval zoveel mogelijk uitstelt tot later in het procesverloop, omdat op deze wijze het niet-organische materiaal makkelijker te verwijderen is. Het door OWS voorgestelde procesverloop wordt schematisch weergegeven in Figuur 2-3. Ook dit procesverloop is eerder indicatief. Afhankelijk van wat men wil (maximale biogasproductie, maximale materiaalrecuperatie, enz.) kan een installatie op maat gebouwd worden. Zo biedt een toevoeging van stijgzifter de mogelijkheid tot selectieve recuperatie van plastiekfolies (dit wordt voorgesteld in een huidig Vlaams offertevoorstel). 2.2.2.1 Afvalontvangst en scheiding Specifiek voor Bassum De installatie in Bassum beschikt niet over een stortbunker, doch enkel over een ontvangsthal. Het afval dat in de ontvangsthal aangeleverd wordt met vrachtwagens wordt door middel van een kraan gescheiden in grofvuil en materiaal dat uiteindelijk in de vergistingsinstallatie mag terechtkomen. Grofvuil wordt hier manueel (met grijpkraan) uitgesorteerd en in een breker gevoed. Grijs afval wordt op een transportband gebracht die het materiaal naar een draaiende homogenisatie-trommelzeef voert. In deze draaitrommelzeef zijn tanden aanwezig die zakken met afval openscheuren en die het aanwezige afval verkleinen. Bovendien wordt hier een homogenisatie van het afval verkregen, mede door toevoeging van een beperkte hoeveelheid water. Hier wordt bijvoorbeeld slagerspapier gescheiden in een deel papier (gaat naar vergisting) en een deel kunststof (komt in RDF).



31

restafval

9

3,9 (90% DS)

Ferro

13,3 (70% DS)

trommelverkleiner zeef 150 mm

25,7

magneet

RDF 12,4 (70%DS)

92,5

Zeef 40 mm

magneet



51,3 20

7

magneet

Non-ferro 78,5

0,6 (90% DS) 2,2

stoom

vergister

biogas 11,7 (93% DS)

ontwatering

proceswater

trilzeef 4 mm

inerten

5,2 (62% DS)

Wasser inerten ontwatering

licht residu

342,1

3,7 (62% DS)

282

zandafscheider

ontwatering

zandwasser

zand 8,4 (80% DS)

ontwatering

residu 1,5 (50% DS)

6,9 (35% DS)

trommelzeef 0,5 mm

vezels wasser vezels Houterige fractie 1,4 (59% DS) 0,6

bezinkingstank

Polymeeroplossing (0,1% DS) zeefbandpers

slibkoek 8,3 (45% DS) 5,0

slib WZ 26,1 (1% DS)

interne waterzuivering

overschot water naar wassing zand, vezels, inerten 3,9

Figuur 2-3: Processchema OWS



32

In onze studie wordt uitgegaan van natte trommel - zeving op 150 en 40 mm. De 150-40 mm fractie wordt via twee (natte) verkleintrommels verder verkleind en gezeefd. De fractie groter dan 150 mm wordt afgescheiden en wordt na metaalafscheiding geklasseerd als RDF (fractie die thermisch gevaloriseerd kan worden). De fractie kleiner dan 150 mm passeert een zeefstap: het materiaal kleiner dan 40 mm gaat rechtstreeks naar de vergister, de fractie tussen 40 en 150 mm passeert na metaalafscheiding twee opeenvolgende zeefstappen op 40 mm. Het materiaal kleiner dan 40 mm wordt eveneens naar de vergister gestuurd, de grotere fracties komen in het RDF terecht. Specifiek voor Bassum Afscheiding gebeurt op 80 mm, niet op 150 mm. 2.2.2.2 Vergisting en energierecuperatie Voor de vergister is een takafscheider geïnstalleerd. In een menger wordt vers afval gemengd met recirculaat van de vergister (relatieve verhouding 7/1), water en stoom (opwarming afval tot 50 °C). Het materiaal heeft een verblijftijd in de reactor van 2 dagen en wordt een 7-tal maal gerecirculeerd. In de vergister wordt het aanwezige anaëroob afbreekbare organische materiaal tot biogas omgezet. Het uitgegiste digestaat is een zwartbruine massa met een vezelige structuur. Lignines worden niet afgebroken in deze anaërobe fase. Er worden regelmatig analyses uitgevoerd op de binnenkomende voeding. Parameters als C/N verhouding en BVS (biologisch afbreekbaar deel van de volatile solids). Het geproduceerde biogas wordt opgeslagen in een flexibele kunststof gastank. Indien de gasproductie het eigenverbruik (biogasmotor) en de opslagcapaciteit overschrijdt, wordt de overmaat aan biogas afgefakkeld. Thermische drogen van RDF werd nog niet in detail bestudeerd, maar is een gunstige optie gezien de ruime overschot aan afvalwarmte. 2.2.2.3 Rookgasreiniging De rookgasreiniging na de biogasmotor geschiedt sequentieel door toepassing van een SCRkatalysator, actiefkoolfiltratie, en thermische oxidatie. De SCR-katalysator waarin de DeNOx-reacties plaats vinden (Selectieve katalytische reductie) brengt de NOx tot onder de 100 mg/Nm³ rookgas; de thermische oxidatieunit (Thermoreaktor) dient om CO tot < 100 mg CO/Nm³ en onverbrande KWS tot < 50 mg/Nm³ te brengen. 2.2.2.4 Reststoffen Het digestaat uit de vergister wordt in een trilzeef en een zandafscheider ontdaan van inerten en zand die na wassing kunnen gevaloriseerd worden. In een trommelzeef worden de vezels afgescheiden die naderhand gescheiden worden in vezels en een houterige fractie. Specifiek voor Bassum Bassum beschikt over een aërobe nacompostering waar het resterende gehalte aan biologisch materiaal wordt omgezet. Deze aërobe fase duurt 8 weken en is nodig voor afbraak van lignines. Voor aërobe stabilisatie wordt het digestaat gemengd met de ontijzerde 40-80 mm fractie. In Bassum wordt het eindproduct via windzifting ontdaan van lichte plastiek en afgevoerd naar de stortplaats.



33

Er wordt geen aërobe nastabilisatie voorzien. De aanwezige (rest)lignine wordt gerecupereerd als vezelfractie. Deze heeft vergelijkbare eigenschappen als veen op vlak van waterabsorptie en bodemstabilisatie. De gewassen vezelfractie voldoet aan de VLACOnormen voor (GFT-)compost 2.2.3 Massabalans 2.2.3.1 Input De waterverbruiken per deelproces en per ton afval worden weergegeven in de volgende tabel. In de procesvoering wordt 78 liter water verbruikt voor verwerking van één ton afval: • stoomproductie: 22 liter per ton verwerkt afval; • polymeeraanmaak: 56 liter per ton verwerkt afval. Oorsprong van dit water is leidingwater of grondwater. Eventueel kan 50 van de 56 liter hergebruikt worden, zodat in dat geval slechts 28 liter water nodig is per ton. In de standaardinstallatie wordt uitgegaan van 78 liter. Als hulpstoffen worden volgende producten gebruikt: • Anionische polymerische flocculant (polyacrylamide poeder): 60 g per ton afval; • IJzerchloride oplossing (40 % m/m): 3 kg per ton afval; • Antischuimmiddel (polyalkylene glycol oplossing in water): 50 g per ton afval. Elk van deze stoffen worden per vrachtwagen aangevoerd. 2.2.3.2 Output De verwerking van 1 ton afval produceert 257.2 kg RDF. Het RDF is een voorafgescheiden mengsel van papier en plastiek. Wassing van het digestaat produceert 2 bijkomende stromen (residu en houterige fractie) met calorische restwaarde die thermisch verwerkt kunnen worden. Samenvoegen van de 3 stromen produceert 308.5 kg RDFmix voor thermische valorisatie. Deze RDFmix heeft een onderste verbrandingswaarde van 16.5 MJ/kg en een DS-gehalte van 66%. Kunststof Papier/karton Hout Textiel Andere

31 % 13 % 12 % 14 % 30 %

RDF samenstelling

Door scheiding en wassen van het digestaat ontstaat een inert-, een zand- en een vezelfractie. OWS geeft aan dat deze kunnen hergebruikt worden. De inerten en de zandfractie worden getoetst aan de VLAREA-normen voor hergebruik als bouwstof. Er werd nog geen gebruikscertificaat afgeleverd. De vezelfractie is conform de VLACO-norm voor compost uit GFT-afval. De slibkoek kan voldoen aan de VLACO-norm mits verdere chemische zuivering. Dit is enkel op laboschaal aangetoond. Het restproduct van de zandwassing heeft waarschijnlijk een te beperkte calorische waarde voor thermische verwerking en dient te worden gestort. Beide deze fracties dienen te worden afgevoerd voor eindverwerking.



34

Op aangeven van OWS wordt in de basisanalyse verondersteld dat de slibkoek gestort wordt. Bij inwerkingtreding van de nieuwe Europese richtlijnen is dit niet langer mogelijk. In de sensitiviteitsanalyse wordt het effect van verbranding van de slibkoek bestudeerd. OWS meldt de productie van 32 kg ferrofractie. De som van ferroverpakkingen en 'andere metalen' in de inputstroom bedraagt 43 kg. De opgegeven hoeveelheid lijkt dan ook hoog geschat of overeenkomend met een onzuivere stroom. Het zwavelgehalte in het biogas wordt continu opgevolgd, wanneer bepaalde grenswaarden overschreden worden kan het gas naar een ontzwavelingsinstallatie gestuurd worden. Door sturing van de samenstelling van de voeding kan het H2 S gehalte van de voeding gecontroleerd worden. Per ton afval input wordt 93 Nm³ biogas geproduceerd. Vergisting van GFT geeft gemiddeld een lagere opbrengst. Deze lagere opbrengst is in hoofdzaak te wijten aan het hoger gehalte aan niet-afbreekbaar materiaal (zand). Bovendien zijn er ook seizoensschommelingen (hogere opbrengst in herfst/winter). Het biogas wordt deels gebruikt voor opwekking van elektriciteit en warmte (gebouwverwarming) door verbranding in een biogasmotor. De afvalwarmte van de gasmotoren zou aangewend kunnen worden voor droging van het RDF. Deze stap wordt momenteel nog niet mee voorzien in het processchema dat hier besproken wordt. Deze stap is wel nodig indien het RDF naar een vergasser zou gaan. De meerprijs hiervoor wordt op 60 miljoen BEF geraamd. Volgende uitgaande stromen worden gegenereerd op basis van de door Vito opgegeven afvalsamenstelling: Product energetisch valoriseerbare fractie Biogas RDF Licht residu Houterige fractie niet energetisch valoriseerbare fracties ferro non-ferro inerten

hoeveelheid per ton HHA 117.5 kg 257.2 kg 37.3 kg 14 kg hoeveelheid per ton HHA 32 kg 6.3 kg 51.7 kg

zand

84.2 kg

vezels slibkoek residu uit zandopwerking emissies naar lucht CO2 CO

69.9 kg 82.5 kg 14.9 kg hoeveelheid per ton HHA 181 kg 72.3 g


energie-inhoud (MJ/kg) OVW BVW 15.4 16.8 17 25.8 12.4 21.5 4.9 10.0 bestemming schroothandel recuperatie bouwstof, mits opwerking, geen gegevens bekend bouwstof, mits optimalisatie procédé compost, conform VLACO gestort stortplaats categorie 2


35

HCl HF SOx NOx NH3 stof dioxines CH4 KWS emissies naar water Afvalwater NH3 nitraat sulfaat COD

1.2 g 0.4 g 28 g 72.3 g 40 ng 411 g 36 g hoeveelheid per ton HHA 261 l 160 g 10 g 5g 530 g

De emissies verbonden aan de verbranding van de RDF-fractie worden hier niet gerapporteerd. Volgens OWS zijn emissies van geur, ammoniak, en stoffen uit de installatie te verwaarlozen. De lucht in de gebouwen wordt afgezogen en met behulp van een biofilter gezuiverd. Bij bezoek aan de deelinstallatie waar het digestaat behandeld wordt, werd toch een lichte ammoniakgeur waargenomen, die eerder relevant is op het niveau van de werkplaatsomgeving. Indien gewenst kan een waterzuiveringsinstallatie onderdeel uitmaken van een proces-layout, maar dit wordt afgestemd op de vraag van de klant. In onderstaande tabel worden twee scenario’s weergegeven gebaseerd op telkens een verschillend niveau van zuivering. Emissies naar water Hoeveelheid (in gram)* Naam polluent Beperkte waterzuivering Doorgedreven waterzuivering (a) (b) ammoniak 160 1 nitraat 10 1 sulfaat 5 1 COD 530 20 * uitgaande van 261 l afvalwater/ton afval (eventueel te beperken tot 211 liter door deels hergebruik voor polymeeraanmaak.) (a) voor lozing in riool (zit standaard in de OWS aanbieding.) (b) doorgedreven waterzuivering (niet binnen standaard leveringsomvang van OWS) 2.2.3.3 Energie De enige vorm van energie die verbruikt wordt tijdens het normale bedrijf van de verbrandingsinstallatie is elektriciteit, die zelf opgewekt wordt, en warmte voor eventuele droging en verwarming van gebouwen. Per ton afval wordt er 55 kWhe elektriciteit verbruikt. Deze elektriciteit wordt in eigen installatie geproduceerd door verbranding van biogas (156 kWh als biogas) in een biogasmotor (35% rendement). Hiertoe wordt 29.1 Nm³ biogas met 55 vol% CH4 verbrand (of 37 kg).



36

De elektriciteitsproductie en het brandstofverbruik worden gegeven in onderstaande tabel: Type energiedrager Input

Hoeveelheid ton HHA

Elektriciteit Output Elektriciteit

55 kWh

eigen productie in gasmotor

121.1 kWh

netto productie in gasmotor (eigen gebruik afgetrokken)


per oorsprong


37

2.3 Mechanisch - Biologische Voorbehandeling: Biologisch drogen scheiden REFERENTIE RO

VOORBEHANDELING


WBO RDF

GRIJS AFVAL

SBioD

Vgas M

M

opyr

STEG


SVgis


pyro

2.3.1 Inleiding Herhof Umweltechnik werd gecontacteerd voor deelname aan de studie. De informatie die hier weergegeven wordt is gebaseerd op een compilatie van de documenten die ons door Herhof Umwelttechnik (D) en MTM B.V. (NL) bezorgd werd v . In fase 1 van de studie werd enkel algemene informatie verstrekt. Tijdens fase 2 werd volledige en gedetailleerde informatie aangeleverd. Verder werd ook informatie verwerkt die verzameld werd tijdens een bezoek aan de Herhof installatie van Asslar (D) op 7 april 2000. 2.3.2 Proces 2.3.2.1 Afvalontvangst en voorscheiding Het aangevoerde afval wordt met behulp van een kraan grof gemengd en in de vultrechter van de tweetraps-grofversnijder gedoseerd (deeltjesgrootte < 250 mm). Na vermaling vindt een eerste afscheiding van grove ijzerdelen plaats. 2.3.2.2 Biologische droging en nascheiding Het vermalen materiaal wordt met behulp van gesloten transportbanden naar de Rotteboxen® (het hart van het Herhof systeem voor productie van Trockenstabilat®) getransporteerd. Vanuit dit transportsysteem voedt een verrijdbare container het restafval in de boxen. Tijdens het voeden wordt de verrijdbare container luchtdicht gekoppeld aan de Rotteboxen®. Deze batch-systemen worden van de buitenlucht afgesloten en gecontroleerd belucht gedurende een periode van 6 à 7 dagen. In die periode kan de biologische droging plaatsvinden. De biologische droging is modulair opgebouwd en bestaat uit naast elkaar geplaatste Rotteboxen®. Er wordt veel belang gehecht aan de gecontroleerde beluchting. De CO2 -concentratie wordt gestuurd per deelsegment van 2.5 meter. Op deze wijze wordt voor een voldoende luchttoevoer gezorgd, onafhankelijk van de samenstelling van het afval. De proceslucht die gebruikt wordt is lucht uit de hallen, afzuiging, enz. De luchttoevoer wordt geregeld via een gestabiliseerd luchtcircuit. Na 6 à 7 dagen wordt het gedroogde materiaal, met behulp van dezelfde verrijdbare container die het systeem voedde, geoogst en in een gesloten transportsysteem gebracht. Dit gesloten transportsysteem brengt het gedroogde materiaal naar een bunker voor tussenopslag vooraleer het in de fysisch/mechanische scheidingsinstallatie terechtkomt.



38

In deze bunker kunnen ook droge afvalstromen die geen biologische behandeling behoeven direct vanuit de versnijders worden aangevoerd. Het materiaal uit de bunker wordt eerst verder verkleind (< 40 mm) en vervolgens door een trommelzeef gevoerd. De middels zeving afgescheiden stromen worden vervolgens gesorteerd op basis van de dichtheid van het materiaal. Na deze bewerking ontstaat het Trockenstabilat® dat vrij is van minerale bestanddelen. Dit Trockenstabilat® kan in balen verpakt worden voor tussenopslag, of kan in een bunker gestockeerd worden. De zware fractie uit de scheiding wordt voor verdere verwijdering van de ferro en non-ferro fractie door middel van transportbanden gevoed naar respectievelijk een magneet- en een wervelstroomafscheider. De fractie die overblijft na metaalafscheiding passeert vervolgens een breker. In een zeefinstallatie wordt een verdere scheiding in minerale fracties en andere (kunststof, hout,...) verkregen. De inerte minerale fractie wordt gewassen om deze vrij te maken van organisch materiaal. Het slib dat daarbij ontstaat wordt ontwaterd en afgevoerd. 2.3.2.3 Luchtbehandeling Door herhaalde luchtcirculatie in het Herhof-systeem neemt de concentratie aan koolstofverbindingen sterk toe, waardoor een thermische naverbranding van de afgassen een haalbaar alternatief wordt voor een biofilter. Herhof heeft hiertoe een eigen systeem ontwikkeld: de LARA-installatie. Per ton afval dient slechts 3000 m³ lucht behandeld te worden in de LARA installatie. 2.3.2.4 Waterbehandeling Behandeling van het condensaat heeft plaats in een vrij complexe waterbehandelingsinstallatie (buffer, bioreactoren, ultrafiltratie, enz.). Het gereinigde afvalwater (het permeaat) wordt als proceswater in de koelkringloop verbruikt. Het wordt verdampt in de koeltoren. 2.3.2.5 Reststoffen Uit de biologische drogingsinstallatie worden 2 ferrostromen afgescheiden: een grove fractie (75%) voor de droging, een fijnere fractie na de droging. Na de droging worden ook non-ferro materialen gerecupereerd en inerten afgescheiden. Daarnaast onstaat er op de stoffilters van de luchtbehandeling een filterkoek die terug toegevoegd wordt aan het TS . 2.3.3

Massabalans

2.3.3.1 Input In de procesvoering wordt geen water verbruikt. Tijdens de droging komt water vrij (350 liter per ton verwerkt afval). De behandeling van dit condensaatwater is vrij complex. De installatie is volledig zelfvoorzienend wat water betreft. Enkel in de koeltoren wordt extra ontslikkingswater toegevoegd: 10 l/ton afval leidingwater. Voor zover bekend worden er geen hulpstoffen in de procesvoering gebruikt. Hier kan eventueel de kunststoffolie vermeld worden wanneer het Trockenstabilat tot balen geperst wordt voor opslag.



39

2.3.3.2 Output Product energetisch valoriseerbare fractie RDF Trockenstabilat niet energetisch valoriseerbare fracties ferro

non-ferro inerten emissies naar lucht CO2 NH3 stof dioxines TOC Hg

hoeveelheid per ton HHA 460 kg/ton hoeveelheid per ton HHA 32 kg: 24 kg ferro 1 8 kg ferro 2 8 kg 48.6 kg hoeveelheid per ton HHA 98 kg 15 g 2.7 g 6 ng 7.2 g 0.01 g

energie-inhoud (MJ/kg) OVW BVW 16.6 19.9 Bestemming Schroothandel (2 fracties) Voorafscheiding Nascheiding Recuperatie Hergebruik

Het geproduceerde RDF (Trockenstabilat) heeft een onderste verbrandingswaarde van 16.6 MJ/kg en een DS-gehalte van 85%. De installatie in Asslar heeft een capaciteit van 140.000 ton per jaar. Bij een ontvangsttijd van 8 uur per dag (overdag) en een gemiddeld laadgewicht van ca. 10 ton per vrachtwagen betekent dit 14.000 losbewegingen per jaar of 7 losbewegingen per uur. Omtrent de afvoer van de verschillende fracties zijn geen gedetailleerde gegevens bekend. Bij bulktransport wordt het TS ® geperst in vrachtwagens (20 ton/vracht). 2.3.3.3 Energie Type energiedrager Input

Hoeveelheid ton HHA

Elektriciteit Diesel Aardgas

100 kWh 0.17 kg 3.5 m³


per Oorsprong

aangekochte elektriciteit aangekocht aangekocht


40

Grijs afval

Grove maling

Magneet

Ferro

Gesloten transportband

Rottebox® Biologische droging 6 à 7 dagen

Gesloten transportband

Fysisch/mechanische scheiding

Trockenstabilat TS® Non-ferro Inerten

Figuur 2-4: Processchema Herhof



41

2.4 Thermische valorisatie: verbranding extern circulerend wervelbed REFERENTIE RO

VOORBEHANDELING


WBO RDF

GRIJS AFVAL

SBioD

Vgas

O R

M

STEG


SVgis


pyro

2.4.1 Inleiding Het wervelbed is meer geschikt voor verwerking van RDF dan voor HHA. Het RDF heeft een kleinere korrelgrootte, hogere calorische waarde, betere homogeniteit. Het wervelbed laat toe deze stroom in geoptimaliseerde condities te verbranden met recuperatie van energie. De ervaring met wervelbedverbranding van afval in België is zeer beperkt. De RWZI van Aquafin te Brugge beschikt over een wervelbedoven voor de verbranding van gedroogd RWZI-slib. Het betreft een bubbling bed waarin mechanisch ontwaterd slib met bijstook van kolen wordt verbrand. Bij BASF Antwerpen wordt in een gelijkaardige installatie industrieel waterzuiveringslib gestookt met aardgas als steunbrandstof. Voor de verwerking van andere afvalstoffen zijn er geen Vlaamse (noch Belgische) referenties. Een vergunningsaanvraag werd ingediend voor constructie van een wervelbed voor verwerking van slib en hoogcalorisch afval (rel. verhouding 50/50) in de Gentse kanaalzone (Milieupark Gent). Deze werd echter niet toegekend. Verschillende Vlaamse bedrijven voeren studiewerk uit naar mogelijkheden en haalbaarheid voor bouw van een circulerend of roterend wervelbed voor verwerking van hoogcalorisch afval met beperktere hoeveelheid slib. Procesinformatie over het circulerend wervelbed werd verkregen van Foster Wheeler International Corporationxv en Kvaerner Pulpingxiv . In de berekeningen werd gebruik gemaakt van de gegevens verstrekt door Kvaerner. 2.4.2 Proces Bij wervelbedverbanding wordt het materiaal in een turbulent zandbed verbrand. Door inblazen van lucht onderin de zandlaag, gedraagt deze zich zoals een vloeistof. Door de grote turbulentie en de warmtecapaciteit van het bedmateriaal wordt een zeer goede warmteoverdracht gerealiseerd. Dit resulteert in een goede uitbrandkwaliteit. In het bed wordt een onderstoechiometrische hoeveelheid lucht ingeblazen. De temperatuur in het bed ligt rond de 600 °C. Volledige verbranding vindt plaats door injectie van secundaire lucht boven het bed. Door controle van de hoeveelheid secundaire lucht wordt aan de wettelijke vereisten (temperatuur, zuurstofovermaat) voldaan. Fijne as en vliegas wordt met de lucht/rookgasstroom meegevoerd. Bodemassen bezinken en worden afgescheiden van het zand door zeving op continue of discontinue wijze.



42

Afhankelijk van de luchtsnelheid en manier van inblazen kunnen verschillende regimes en wervelbedtypes onderscheiden worden. Bubbling bed: Bij lage luchtsnelheid heeft het wervelbed de vorm van een kokende vloeistof. Luchtbellen stijgen op in de zandmassa en spatten open aan het zandoppervlak. Het zand valt terug in het bed. Intern roterend: Door variatie van de luchtsnelheid in het centrum en aan de buitenkant van het bed, wordt een intern transport van zand veroorzaakt. Het bedmateriaal wordt in het midden opgestuwd en daalt aan de zijkant. Assen en zand worden aan de zijkant afgevoerd voor afzeving. Het zand wordt terug naar het bed gevoerd. Circulerend wervelbed (CFB): Bij hoge luchtsnelheid wordt het zand uit het bed getransporteerd. Met behulp van een cycloon wordt het zand afgescheiden en teruggevoerd. Op die manier wordt in plaats van een zandbed een zandwolk gecreëerd met permanente terugvoer van het zand. De cycloon wordt in de zandreactor (intern) of buiten de zandreactor (extern) opgesteld. Door variatie van de luchtsnelheid wordt de dichtheid van de zandwolk gecontroleerd. Het circulerend wervelbed kent een breed toepassingsgebied in industriële processen en elektriciteitsproductie (verbranding van kolen, turf, …). De warmtecapaciteit van bubbling en intern roterende wervelbedden wordt beperkt door de kans op smelten van het zand. De temperatuur in het bed moet <900 °C blijven. Voor brandstoffen met hoge calorische waarde (>14 MJ/kg) moet water geïnjecteerd worden. De thermische capaciteit van een CFB wordt vergroot door sturing van de dichtheid van de zandwolk. Hierdoor is het mogelijk brandstoffen met calorische waarde tot 30 MJ/kg te verbranden. Anderzijds is het CFB meer gevoelig aan het voorkomen van smeltpuntverlagende componenten (Na-zouten, polyesterresten, glasvezel gewapend kunststof), waardoor het zand coaguleert.

1. primaire lucht 2. wervelbed 3. secundaire lucht 4. naverbrandingskamer 5. rookgassen naar ketel 6. Cycloonafscheider met stofrecirculatie 7. koeler 8. terugvoer stof + brandstof 9. brandstofvoeding 10. luchtinjectieplaat 11. transportlucht voor stof- en brandstofterugvoer

Figuur 2-5: schematische voorstelling circulerend wervelbed



43

Algemeen vormt een wervelbed een goed controleerbare reactor met snelle responstijd. Hierdoor kan een stabiele thermische werking worden bekomen, zij het met variabel rookgasvolume. Deze stabiele werking heeft voordelen op vlak van NOx-productie (lager niveau, beter controle) en -reductie (stabiele en efficiënte werking van SNCR mogelijk). De grote warmte-inhoud van het wervelbed maakt het mogelijk om na een periode van stilstand van enige uren tot een dag weer snel in bedrijf te komen. De temperatuur is fijner regelbaar in een wervelbed dan in een roosteroven. Dit is vanwege de kans op sintering ook een noodzaak. vi,ii Voordelen van een wervelbed zijn: § Goede uitbrand (< 1%); § lage NOx productie (200 mg/Nm3 zonder DeNOx ); § SNCR (DeNOx ) gemakkelijk te installeren ; § lage energieopslag in de oven (bij noodstop is er weinig afval dat ongecontroleerd kan verder branden); § goede verbranding van slib in grote hoeveelheden mogelijk; § soms een hogere energieopbrengst (circulerend wervelbed: CFB); § hoge capaciteit mogelijk (bubling en circulerend wervelbed: BFB en CFB); § flexibeler in verbrandingswaardes; § WBO-bodemassen voldoen na ontschroten aan VLAREA. Nadelen van een wervelbed zijn: § Temperatuur beperkt door smeltpunt van het zandbedmateriaal (wervelbedden worden meestal geopereerd op 900 °C; daarom geen toepassingen gekend voor gevaarlijk afval); § gevoelig voor grotere hoeveelheden metalen met laag smeltpunt (Al, Pb, Sn); § voorbehandeling van de afval is noodzakelijk; § hogere (lokale) slijtage door schurend effect van zand; § soms hogere stofbelasting aan de ingang van de stoomketel; § hogere vliegasproductie (bestemming ervan is onzeker en kan daardoor duur uitvallen); de hogere vliegasproductie betekent een evenredig lagere slakkenproductie; § niet geschikt voor vloeistoffen via branders (vloeistof gemengd met vaste afval is mogelijk). Voor verwerking van RDF uit huishoudelijk afval is het circulerend wervelbed het meest geschikte wervelbedtype. Deze techniek heeft de grootste flexibiliteit en is beter geschikt voor brandstoffen met hoge calorische waarde (>14MJ/kg). Verbranding van dergelijk afval in een bubbling of roterend bed vereist de toevoeging van lager calorische brandstoffen of insproeien van water. Deze maatregelen beperken het energetisch rendement van de installatie. In het circulerende wervelbed kan door wijziging van dichtheid van de zandwolk de thermische capaciteit gevarieerd worden. De hogere gassnelheid in het CFB (5 m/s t.o.v. 1 m/s) zorgt voor een vergroting van de vliegasfractie. Ook fijne asdeeltjes en zandkorrels worden met de rookgassen meegevoerd. Dit resulteert in een relatief kleinere bodemasfractie en een hogere vliegasfractie. Met oog op maximaal hergebruik van reststoffen vormt dit aspect een nadeel. In vergelijking met een roosteroven daalt de hoeveelheid bodemassen van 250 kg/ton input tot 100-150 kg/ton input. Het verschil komt bij de vliegassen, die in vergelijking met AVI-vliegas minder belast zijn, doch omwille van de hoge metaalinhoud niet voor hergebruik in aanmerking komen. Vito - integrale milieustudies 2001


44

2.4.2.1 Afvalontvangst Dit verloopt conceptueel analoog aan een roosteroven. Afval wordt via transportbanden vanuit de ontvangstput naar de top van de CFB gevoerd. 2.4.2.2 Rookgasreiniging De rookgasreiniging geschiedt sequentieel door toepassing van een cycloon of elektrofilter, natte gaswassing, SNCR-katalysator, actiefkoolfiltratie en mouwenfilter. Door de DeNOx en de zure wassing zullen de emissiewaarden voor NOx resp. SO2 , HCl, HF gecontroleerd onder de normen liggen en niet meer gerelateerd zijn aan de input door middel van de RDF brandstof. 2.4.2.3 Reststoffen Na de cycloon worden vliegassen afgescheiden en samen met de residu's van de rookgasreiniging opgewerkt om te storten. Bodemassen worden ook gestort. 2.4.3 Massabalans 2.4.3.1 Input Als hulpstoffen worden volgende producten gebruikt: • Dolomiet: 12 kg/t RDF; • Actieve kool: 0.6 kg/t RDF; • Zand: 7 kg/t RDF; • Ca(OH)2 : 22 kg/t RDF Elk van deze stoffen worden per vrachtwagen aangevoerd. Het waterverbruik bedraagt 193 l/t RDF. 2.4.3.2 Output De emissiegegevens zijn bepaald aan de hand van literatuurgegevens (vii,viii,ix,x,xi,xii en xiii) en modelberekeningen2 . De gegevens over de restfracties zijn afgeleid van data van leveranciers van wervelbedinstallatiesxiv,xv . product niet energetisch valoriseerbare fracties bodemas + ketelas rookgasreiniging cycloonas emissies naar lucht

hoeveelheid per ton RDF

bestemming hergebruik Stortplaats Stortplaats

CO2 CO HCl

25 kg 43 kg 28 kg hoeveelheid per ton RDF SVgis SBioD 1090 kg 1480 kg 0.238 kg 0.238 kg -g -g

HF

-g

-g

SOx

0.143 kg

0.143 kg


beneden detectielimiet beneden detectielimiet


45

NOx stof dioxines TOC (NMVOC) Cd Hg Pb Cr Cu As Co V Zn

0.95 kg 0.022 kg 0.38 ng 0.0185 kg 1.36 mg 4.3 mg 137 mg 40.4 mg 331 mg 0.5 mg 0.5 mg 8.6 mg 91.7 mg

0.95 kg 0.022 kg 0.035 ng 0.0185 kg 0.19 mg 1.45 mg 66.6 mg 14.8 mg 155 mg 0.14 mg 0.07 mg 3.74 mg 35.2 mg

In deze balans wordt uitgegaan van een rookgasdebiet van om en bij de 10.000 m³ per ton RDF. 2.4.3.3 Energie Het eigen verbruik van de installatie bedraagt ongeveer 142 kWh per ton RDF. Deze elektriciteit wordt zelf opgewekt in de stoomturbine. Dit eigen verbruik en de verliezen worden constant verondersteld, ongeacht de karakteristieken van de brandstof. Netto blijft er nog 1.157 kWh per ton RDF over. Het netto elektrische rendement bedraagt 25.2%. Als steunbrandstof bij opstart wordt ongeveer 6.650 Nm³ aardgas verbruikt per uur. De elektriciteitsproductie en het brandstofverbruik worden gegeven in onderstaande tabel: Type energiedrager Input

hoeveelheid

oorsprong

Elektriciteit Aardgas Output Elektriciteit

142 kWh/ton RDF 6.650 Nm³/h

eigen productie in stoomturbine steunbrandstof, aangekocht

1.157 RDF


kWh/ton netto productie in stoomturbine (eigen gebruik afgetrokken)


46

2.5 Thermische valorisatie: Slakkenbadvergasser REFERENTIE RO

VOORBEHANDELING


WBO RDF

GRIJS AFVAL

SBioD

Vgas

W O B

M

STEG


SVgis


pyro

2.5.1 Inleiding Het enige praktische voorbeeld inzake vergassing van afvalstromen ter productie van synthesegas is te vinden bij SVZ, het SekundarrohstofVerwertungsZentum te Schwarze Pumpe (D). SVZ werd opgericht bij reconversie van (één van) Duitslands grootste vergassingsinstallaties voor bruinkool. Begin jaren ‘90 schakelden de nieuwe Duitse staten over van stadsgas naar aardgas en werd de installatie overbodig. Er werd geïnvesteerd in omschakeling naar de vergassing van afval, met behoud van een deel van de infrastructuur en uitgaand van de knowhow op vlak van bruinkoolvergassing. Het hart van de installatie vormen de vergassingsreactoren. SVZ beschikt over ‘fixed bed’reactoren met roterende bodem en ‘entrained flow’-reactoren. Beide types werden eerder gebruikt voor bruinkoolvergassing en werden geleverd door Lurgi. Momenteel is een nieuw type reactor in opstart: de slakkenbadreactor, geleverd door BGL (British Gas-Lurgi). Deze is ontwikkeld op basis van de vast-bedreactor in samenwerking tussen BGL en SVZ en is gericht op een geoptimaliseerde vergassing van afval. De vergassingsreactor vormt echter slechts een beperkt deel in een uitgebreide verwerkingsketen van afval tot methanol en elektriciteit Op basis van de gegevens die ter beschikking gesteld werden over de gecombineerde installatie van SVZxvi,xvii, is een balans opgemaakt van het nodige energiegebruik en de hulpstoffen. Enig voorbehoud m.b.t. de accuraatheid van deze gegevens (ten opzichte van de andere verwerkingsroutes en partiële installaties) is aangewezen, omdat de manier waarop de SVZ installatie bedreven wordt, het doel van de syngasproductie, en de symbiose tussen de verschillende parallel/serieel geschakelde vergassers afwijkt van de beoogde doelstellingen in deze studie (met name één solitaire vergasser die bijna uitsluitend RDF uit huishoudelijk afval verwerkt, en enkel energie uit het syngas produceert). Literatuurgegevens zijn gebruikt om bepaalde gegevens te controleren of aan te vullen(xi,xii,xviii,xix,xx). De belangrijkste verschilpunten en bedenkingen zijn: - SVZ verwerkt naast huishoudelijk afval ook nog plastics, slibs, afvalolies, … - Condenseerbare stoffen die in de vastbedvergasser in het gas terechtkomen worden via waterafscheiding naar de "entrained flow" vergasser gevoerd en vernietigd. - Vluchtige metalen en mineralen komen uiteindelijk via de "entrained flow" vergasser in de slakken terecht. In een concept met slechts één vergasser moet het productgas nog ontdaan worden van deze metaalsulfides. Vito - integrale milieustudies 2001


47

-

De gasreiniging op basis van methanol (Rectisol)

2.5.2

Proces

Figuur 2-6: Processchema SVZ – gecombineerde vergassingsinstallatie

2.5.2.1 Afvalontvangst en voorscheiding SVZ verwerkt verschillende afvaltypes: slib, houtafval, ASR-stof, teerafval, restfracties/RDF van huishoudelijk afval. We gaan enkel verder in op deze laatste stroom. De restfracties worden onder 3 vormen geleverd: § § §

‘grijze fractie’ van huisvuil, i.e. na sortering aan bron; plastiek restfractie: restfractie van scheiding op selectief ingezamelde plastiek(PMD)stroom (volgens DSD-systeem); RDF-pellets: geprocessede plastiekstromen in geperste en gepelletiseerde of gebriketteerde (max. d = 10cm) vorm.

Voor de niet-gepelletiseerde stromen beschikt SVZ over een pelletiseer- of briketteerinstallatie. De invoer in de vergasser mag een maximale afmeting van 10-15 cm hebben en een minimaal DS-gehalte van 85 %. Dit droge stof gehalte is van belang met oog op de in de studie beschouwde RDF-fracties. Het RDF uit de mechanische scheiding – vergisting zal bijkomend gedroogd moeten worden om aan de voorwaarde te voldoen. Dit kan met eigen proceswarmte. Het RDF van biologische droging voldoet aan de gestelde voorwaarde. Met dit materiaal werden reeds proeven bij SVZ uitgevoerd. Het materiaal kan aangevoerd worden via de RDF-pelletsinstallatie en na eventuele tussenstockage, rechtstreeks gevoed worden naar de vergassers. De stad Dresden plant realisatie van een installatie voor biologisch drogen en zal jaarlijks 45000 ton RDF leveren. De SVZ-briketteerinstallatie verwerkt DSD-plastiek (vergelijkbaar met PMD-restfractie). De balen worden opengescheurd, het materiaal wordt bevochtigd en opgewarmd met stoom en via een extruder met hakmes tot briketten (i.e. brokken met d = 10cm) verwerkt.



48

De SVZ-pelletizer verwerkt huishoudelijk afval. De behandeling omvat een droging (trommeldroger met aardgas) – ferro- en non-ferro afscheiding en pelletisering. Het eindproduct zijn langwerpige pellets (l = 3cm, d = 1cm). De ferro- non-ferro afscheiding op gedroogd afval levert een veel betere kwaliteit op dan een voorafscheiding. SVZ verwerkt 100.000 ton/j DSD plastics. 1/3 wordt zelf gebriketteerd, 2/3 wordt geleverd als briket of pellet. 2.5.2.2 De vergassing Algemeen Vergassing is een thermo-chemisch proces, met als doel de omzetting onder zuurstofarme omstandigheden van koolstofhoudende brandstoffen in een synthesegas, dat hoofdzakelijk (tot 85%) CO en H2 bevat. Andere fracties van het syngas zijn CO2 , CH4 , argon en stikstof. De reducerende atmosfeer voor vergassing verhindert de oxidatie van stikstof en zwavel tot NOx en SOx . Zwavel en stikstof worden omgezet in H2 S, COS, NH3 en N2 (en HCN). Halogenen in het afval worden integraal in het syngas teruggevonden, maar zijn gemakkelijk te verwijderen in de syngasreiniging. Vast bed reactoren vormen ook teerachtigen en olies die meegevoerd worden met het gas. Na afscheiding kunnen ze terug naar de vergasser gevoerd worden. Zware metalen komen meestal in de slakken terecht. Vluchtige metalen worden gevangen in de syngaszuivering. In een reeks van reinigingsstappen wordt het syngas gezuiverd van deeltjes en zure gassen (droge filtratie, scrubbers), vervolgens wordt vocht, NH3 verwijderd, waarna een zwavelverwijdering H2 S en COS tegenhoudt en omzet in een valoriseerbare zwavelfractie (typische efficiëntie is 95 à 99%). In een absorber wordt met behulp van een amine het zwavel verwijderd, het restgas na zwavelafscheiding wordt verbrand, of teruggevoerd naar de vergasser. De inbreng van de sub-stoechiometrische hoeveelheid zuurstof kan gebeuren onder de vorm van lucht, zuivere zuurstof of stoom. Het gebruik van lucht heeft uiteraard de laagste werkingskosten, maar geeft door de verdunning met de aanwezige stikstof een armere gasfase: • 4-8 MJ/Nm³ bij vergassing met lucht, • 10-15 MJ/m³ bij vergassing met zuurstof. De temperaturen die voor vergassing gebruikt worden, liggen tussen 750 en 1.400 °C. Om een maximale conversie van het organische en een minimaal teergehalte in het gevormde syngas te bekomen, wordt de temperatuur in principe zo hoog mogelijk gekozen. Er bestaan echter een aantal factoren die de verwerkingstemperatuur limiteren: • Het optreden van sintering bij gebruik van afvalstoffen met een hoog asgehalte, • De maximaal aanvaardbare temperatuur van het syngas, afhankelijk van de samenstelling, • De warmtebestendigheid van de gebruikte materialen. Bij SVZ is het vergassingsproces een gecombineerd gebeuren. Het voorbehandelde afval wordt toegevoerd naar de vergassers. SVZ beschikt over 3 vergassertypes. 2 hiervan maken deel uit van de originele installatie. De slakkenbadvergasser werd recent gebouwd voor verwerking van afval.



49

vastbedvergassing bij SVZ: Er blijven 7 vastbedvergassers over van de oorspronkelijke 24. Hiervan zijn er 3 of 4 in gebruik. Vanaf ’92 werd de bruinkool gradueel vervangen door afval. Momenteel wordt gewerkt met 75-80% afval en 20% kolen. Zowel bruinkool als (Poolse) steenkool worden gebruikt. De ervaring op de vastbedvergassers leidde tot de ontwikkeling van de nieuwe slakkenbadvergasser. De vastbedvergassers werken momenteel met een hoge onderhoudskost. slakkenbadvergassing (BGL-vergasser): In vergelijking met de vastbedvergasser heeft de slakkenbadvergasser: • hogere doorzet (25t/h vs. 8-14 t/h) • lagere onderhoudskost • meer stabiele werking • betere slakkwaliteit • lager energie- en stoomverbruik (stoom ca.85% lager dan vastbed) Procesmatig werd hoofdzakelijk de slakkenafvoer en de brandstoftoevoer aangepast. De vernieuwde brandstoftoevoer laat toe om kleinere brandstof/afvalpakketten te doseren. In de vastbedvergasser leidt voeding in te grote pakketten tot T-schommelingen en dus verstoring van het vergassingsproces. Het voedingssysteem omvat een sluizensysteem en toevoegtrechter met een conische klep. Het systeem wordt gespoeld met stikstof en gereinigd syngas. Bij voeding moet doorslag van syngas en versmelten van het afval in de toevoertrechters vermeden worden. De reactor is een verticale tegenstroomvergasser. Deze werkt op een druk van 27 bar. Afval wordt bovenaan gedoseerd op het brandstofbed. Onderaan de reactor zorgen toortsen gestookt met een stoom/zuurstofmengsel (10% stoom) voor temperaturen tot 1400 °C. De bedtemperatuur bedraagt ca.800 °C. De gastemperatuur bovenaan de reactor 500-700 °C. Het syngas verlaat de reactor met een temperatuur van 400-500 °C De korrelgrootte van de brandstof is van belang voor vlotte dosering en voor goede doorlatendheid van het brandstofbed. De doorlatendheid bepaalt immers de efficiëntie van de vergassing. Daarnaast moet de brandstof een minimaal C-gehalte hebben. Steenkool wordt toegevoegd om een basis-C-gehalte te behouden en homogene werking te verzekeren. Afvalprecentages >85% leiden tot onstabiele werking. De BGL heeft een maximale (massa)capaciteit voor steenkool van 25t/h. De verwerkingscapaciteit bedraagt echter 14-20t/h. Deze wordt gelimiteerd door de maximale zuurstofdosering van 6.000m³/h. De reactor heeft een vuurvaste bemetseling en dubbele watergekoelde wand. Het wandwater wordt omgezet tot stoom (40 bar) en gerecupereerd als ‘middendrukstoom’ in een ander deel van de SVZ-installatie. De vuurvaste bemetseling heeft een levensduur van ‘enkele jaren’. Op vlak van sleet zijn de doseer- en meetlansen de kritische punten. Deze moeten ‘eerder dan de bemetseling’ vervangen worden. Het geproduceerde gas wordt afgekoeld in een gaswasser. De teerfractie condenseert en wordt afgevoerd met het waswater, naar de ‘entrained flow’vergassers.



50

Slakken worden afgevoerd via een slakkenuitlaat met ringbrander en afgeschrikt in een slakkenbad. Van hieruit worden batchgewijs slakken doorgezet naar het tweede slakkenbad, waaruit de afvoer gebeurt. De slakken hebben een korrelgrootte van 3 mm. Aan de brandstof wordt kalksteen toegevoegd als fluxmiddel voor optimalisatie van de slakkenvorming. Entrained flow vergassing Vloeibare afvalstoffen en teer uit de syngasreiniging worden vergast in de entrained-flow vergasser. Dit is een verticale reactor met bovenaan injectie van brandstof en zuurstof/stoomtoorts. De reactor is ook van belang in het kader van verwerking van de vaste afvalstoffen, vermits de zware metalen uit het afval verdampen in de vastbedvergassing en condenseren in de teerfractie. Door verdere vergassing van de teerfractie komen de metalen hier in de slakfractie terecht. Indien men enkel over een vastbedvergasser beschikt, moet het teer afgevoerd worden of terug verwerkt in de vastbedvergasser. Hierbij dient een gedeeltelijke spui te worden voorzien op opconcentratie van metalen (vnl. Zn) te vermijden. 2.5.2.3 Gas processing Het syngas wordt na afkoeling langs een CO/H2 -rectifier gestuurd. Hier wordt de CO/H2 verhouding gecorrigeerd voor optimale werking van de methanolproductie. Het gas wordt verder gereinigd en gekoeld m.b.v. een ‘Rectisol’-installatie. Hierbij wordt het gas gekoeld tot een temperatuur tussen -30 °C tot -45 °C en gewassen met methanol. De Rectisol-installatie produceert gereinigd gas en een afgasstroom. Deze laatste wordt ontzwaveld en verbrand in een afzonderlijke installatie (REA-Kessel), met productie van gips. Na reiniging volgt de methanolproductie. Dit is een katalytische omzetting. Er werden geen verdere details verstrekt omtrent de werking. De syngasstroom wordt niet volledig door de methanolplant geleid. Het overflowgas van de methanolproductie en een percentage van het zuivere syngas worden omgezet tot elektriciteit in een STEG. Deze heeft een vermogen van 75MW. 1/2 tot 1/3 van de geproduceerde elektriciteit wordt intern verbruikt. Naast overflowgas van methanolproductie en syngas wordt ook aardgas verbrand. Voor opstart wordt gewerkt met lichte stookolie. 2.5.2.4 Waterbehandeling Het effluent van de vergassing wordt gezuiverd en geloosd. 2.5.2.5 Reststoffen Naast gips van de ontzwaveling, worden een recupereerbaar glasgranulaat geproduceerd. Bovendien wordt Cl onder de vorm van NaCl afgescheiden. 2.5.3 Massabalans De massabalans slaat enkel op de BGL vergasser. Bepaalde stoom en waterstromen zijn vermoedelijk afkomstig van SVZ. Voor deze stomen nemen we aan dat ze extern zijn geproduceerd. Eventueel kan men aannemen in een volgende stap dat de STEG of de gasmotor een deel van deze stromen produceert.



51

2.5.3.1 Input Product Hulpstoffen CaO Teer-olie-stof

hoeveelheid per ton input 57.35 kg 184.5 kg

N2 O2 NaOH oplossing LD water

134.4 kg 300.72 kg 4.7 kg 1.000 kg

HD water HD stoom LD stoom Perslucht

880 kg 222 kg 11 kg 48.4

opmerkingen Recyclage van teer uit de BGL vergasser + externe teerfractie HD en LD N2

kan in nageschakelde thermische techniek aangemaakt worden id. id. id. id.

2.5.3.2 Output Product niet energetisch hoeveelheid per ton input valoriseerbare fracties Slakken 330 kg Slakkenwater LD stoom HD stoom NaCl Rookgasreinigingsresidu emissies naar lucht CO2 NOx SOx

676 kg 38 kg 19 kg 11.4 kg ? kg hoeveelheid per ton input 0.62 kg 1.1 g 2g

bestemming hergebruik (laagwaardige toepassingen) naar zuivering recirculatie id. strooizout storten ringbrander ringbrander ringbrander

De emissies naar lucht ten gevolge de syngaszuivering zijn niet gekend. Ook ontstaan bij de vergassing een reeks beladen lucht en gasstromen (beladen met condenseerbare of gasvormige verontreinigingen). Deze zijn hier niet in kaart gebracht, maar aangenomen mag worden dat deze ook gezuiverd worden alvorens geloosd te worden. Indien de slakkenbasvergasser niet in combinatie met een entrained flow vergasser wordt gebruikt, dient regelmatig een beperkte teerfrctie te worden gespuid. Deze werd niet gekwaltificeerd, en niet verder in rekening gebracht.



52

De samenstelling van het afvalwater is niet gekend. In Heyde et al. (1999)xxi wordt vastgesteld dat het negeren van effecten naar water verwaarloosbaar is ten opzichte van de rest van het proces. 2.5.3.3 Energie Per ton afval/steenkoolmengsel in de vergasser wordt er 1.240 m³ productgas geproduceerd. De thermische efficiëntie van de vergasser is volgens BGL ongeveer 80%. Bij vergassing van een mengsel van RDF met onderste verbrandingswaarde van 16.5 MJ/kg, en steenkool (LHV = 26 MJ/kg) wordt dus een syngas met onderste verbrandingswaarde van ongeveer 11.8 MJ/kg gevormd. Het verbruik van de volledige vergassingsinstallatie, met inbegrip van alle randapparatuur wordt geschat op ongeveer 200 kWh per ton input (Faaji et al., 1997, NREL, 1997; Wabash).

Type energiedrager Input Elektriciteit

hoeveelheid ton input

Elektriciteit

180 kWh

Steenkool opstart Aardgas opstart Output Synthesegas Stoom

17.3 kWh

per oorsprong

voor 1 kg

Verbruik van de BGL vergasser (afkomstig van gasmotor of STEG) Verbruik door pompen en compressoren e.d. (afkomstig van gasmotor of STEG) aangekocht

voor 2.1 m³

aangekocht

1.24 m³ 57 kWh


voor gebruik in turbine of motor LHV= 11.8 MJ/ Nm³ afkomstig van de afgasboilers syngaszuivering

na

de


53

2.6 Gasmotor REFERENTIE RO

VOORBEHANDELING


WBO RDF

GRIJS AFVAL

SBioD

Vgas

W O B

M

STEG


SVgis


pyro

2.6.1 Proces Algemeen gesproken wordt een stookgas geproduceerd door de vergasser, dat gereinigd dient te worden alvorens te gebruiken in gasmotoren. De rookgassen worden vervolgens nog gereinigd om NOx , CO en NMVOC emissies te reduceren. Jenbacher voorziet in zijn configuratie een actieve koolfilter voor de stookgasreiniging (nadat deze al ontstoft en voor het grootste deel ontdaan is van teerachtige producten), waarmee het stof, teergehalte en de concentratie aan alkalimetalen en silicium vermindertii, xxii,xxiii. Daarna wordt via een oxidatieve katalysator en een DeNOx gezorgd voor lage emissiewaarden. 2.6.2

Massabalans

Product niet energetisch hoeveelheid per Nm³ syngas valoriseerbare fracties emissies naar lucht hoeveelheid per Nm³ syngas Stof 10.3 mg TOC HCl HF SO2 NO2 CO Hg Cd+Tl zware metalen (Sb, As, Pb, Cr, Co, Cu, Mn, Ni, V, Sn) Dioxines CO2

bestemming

5.2 mg 10.3 mg 0.29 mg 206.4 mg 516.1 mg 516.1 mg 0.02 mg 0.02 mg 0.72 mg 0.05 ng 1.168 g


stoechometrisch berekend


54

2.6.2.1 Energie Type energiedrager Input Output Elektriciteit Warmte

Hoeveelheid Nm³ syngas

per oorsprong

1.15 kWh (SBioD) 1.41 kWh (SVgis) 1.74 kWh (SBioD) 2.13 kWh (SVgis)

netto elektriciteit (na aftrek intern verbruik motor) heet en warm water.

Het elektrische rendement van de gasmotor is 35%, het thermische rendement 53%. De warmte (heet en warm water) kan herbruikt worden.



55

2.7 STEG REFERENTIE RO

VOORBEHANDELING


WBO RDF

GRIJS AFVAL

SBioD

Vgas

W O B

M

STEG


SVgis


pyro

2.7.1 Proces Een STEG of SToom En Gas centrale bestaat hoofdzakelijk uit een gasturbine, een recuperatieketel en een stoomturbine. Eerst wordt in een gasturbine de brandstof samen met lucht onder druk in een verbrandingskamer gebracht, waardoor een heet gasmengsel ontstaat dat vervolgens in de turbine ontspant en zo een alternator aandrijft. Een deel van de energie wordt aangewend om de compressor aan te drijven. De hete rookgassen komen vervolgens in de recuperatieketel terecht. Via warmtewisselaars wordt stoom geproduceerd, dat vervolgens in de stoomturbine ontspannen wordt. Door de gecombineerde werking van gasturbine en stoomturbine kan in een STEG op aardgas een elektrisch rendement van meer dan 50% bereikt worden. NOx emissies worden beperkt door gebruik te maken van een lowNOx brander. In deze studie is uitgegaan van een synthesegas met lagere verbrandingswaarde, en wordt bovendien het verbruik van de vergasser in rekening gebracht, zodat een rendement van om en bij de 45% gebruikt wordt. In de literatuur worden toepassingen beschreven op basis van laagcalorische gassen uit biomassa, met rendement die variëren tussen 35 en 48%(xxiv ,xxv,xxvi,xxvii,xxviii,xxix ,xxx,xxxi,xxxii en xxxiii).

2.7.2 Massabalans 2.7.2.1 Input De input in deze studie is een synthesegas op basis van de vergassing van RDF. Voor synthesegas afkomstig van SVgis is uitgegaan van een onderste verbrandingswaarde van 14.5 MJ/kg, voor dat van SBioD van 11.8 MJ/kg. Er worden verder geen hulpstoffen in rekening gebracht



56

2.7.2.2 Output Gegevens over de mogelijke vorming van dioxines in een STEG, en over zware metalen ontbreken. Emissies naar lucht CO2 Stof SO2 NOx CO CH4 N2O Emissies water Cl2

Hoeveelheid per kWh 692.2 g 5.9 mg 74 mg 223 mg 88.9 mg 3.0 mg 29.6 mg naar Hoeveelheid per kWh 1.2 mg



57

2.8 Geïntegreerde pyrolyse met gasmotoren REFERENTIE RO

VOORBEHANDELING


WBO RDF

GRIJS AFVAL

SBioD

Vgas

M

STEG


SVgis


pyro

2.8.1 Inleiding Het PKA-systeem (patent ’83) omvat afvalverwerking in een pyrolysetrommel met nageschakelde cracker en energetische valorisatie van het pyrolysegas. In de geïntegreerde versie wordt de pyrolyse-eenheid aangevuld met een hoge-temperatuur-reactor (HTR) voor vergassing van de pyrolysecokes, met vorming van een glasgranulaat. PKA neemt de verschillende componenten af bij externe leveranciers. De trommels voor Aalen werden geleverd door Elino. Aan Toshiba werd licentie verleend op het PKA-patent. Dit omvat echter hoofdzakelijk de kennisoverdracht rond de systeemopbouw. Gibros (NL) heeft een licentie voor vermarkting van het PKA-systeem van pyrolyse en cracking in Nederland. Ze werken met een ander type hoge temperatuur reactor (HTR). Voor België is er geen specifieke licentiehouder. Zowel Gibros als PKA kunnen deze markt ‘bedienen’. PKA beschikt over een geïntegreerd pyrolysesysteem (pyrolyse + hoge temperatuurreactor), werkend op huishoudelijk afval te Aalen. 2.8.2 Proces Het principe schema van het PKA-proces wordt gegeven in Figuur 2-7. 2.8.2.1 Afvalontvangst en voorscheiding PKA beschikt over een draaitrommeloven met indirecte verwarming. Het afval dient te worden verkleind in een shredder en wordt in de oven gebracht d.m.v. een schroef. 2.8.2.2 Droging en pyrolyse De pyrolysetrommel wordt steeds gevolgd door een krakingskolom. Hierin worden organische componenten afgebroken tot korte koolwaterstoffen. Het water in het gas vormt met de koolstof van de reactor CO en waterstof. Het pyrolyseproces werkt bij 550 °C. Dat is een hogere temperatuur dan de meeste andere leveranciers (450-470 °C). Hierdoor wordt de calorische waarde van de pyrolyse cokes beperkt, o.w.v. meer vergassing. Deze netto verhoging van de calorische waarde van het pyrolysegas wordt niet teruggevonden bij vergelijking met andere systemen, vermits het gas onmiddellijk gekraakt wordt en dus verdund met stikstof. Het gas heeft bij uitgang van de pyrolysetrommel een calorische waarde van 22-24MJ/kg. De cokes hebben een OVW van 8.6 MJ/ton, dit is voldoende voor verdere toepassing in de smeltreactor, zonder bijstook van andere (vaste) brandstof. Andere afzetroutes voor de cokes werden getest, doch zijn niet in gebruik. Voor toepassing in cementovens moet de calorische waarde >11MJ/kg bedragen. Toepassing in baksteenproductie werd getest en mogelijk bevonden. Vito - integrale milieustudies 2001


58

Input material (after shredder) Cracked gas Cracking Dryier

Air Pyrolysis gas

Revolving drum Combustion chamber

Gas engines

High temperature smelting reactor

Pyrolysis

Synthesisgas

Oxygen

Pyrolysis residue Ashes

Char processing

Glass granule

Char

Fe / NE - Metals

Gas storage

(to Recycling)

Cooling system

Gas cleaning water

Clean gas

Activated carbon filter (optional)

Gas scrubbing Hydrogen sulphide filter

Ke\COREL\Dat\Gesvee1fn

Scrubbing water treatment

Sludge to drying

Scrubbing water

Figuur 2-7: Processchema PKA

2.8.2.3 Pyrolysegas behandeling Om gas bruikbaar te maken als brandstof moet teer en olie verwijderd worden. Dit gebeurt door (gecontroleerde) verbranding (= toevoeging van lucht) in de krakingsreactor. Het geproduceerde gas is na verdere verwijdering van zure componenten en zwavelverbindingen bruikbaar in gasmotoren of gasbranders. Het gas heeft een relatief lage energetische waarde (1.1-1.2 kWh/m3 ) in vergelijking met aardgas. Dit resulteert in een lagere vorming van thermische NOx . Bovendien wordt het gas ontstoft en gehomogeniseerd. Het gas passeert vervolgens door een boiler en een mouwenfilter. 2.8.2.4 Hoge temperatuurreactor De gevormde pyrolysecokes (char) worden uit de reactor gebracht via een waterbad met schroef. Het water zorgt behalve voor afdichting van de reactor ook voor activering van het charoppervlak. Indien activering niet nodig is, kan droge afvoer voorzien worden. In de geïntegreerde versie wordt de installatie aangevuld met een hoge-temperatuursmeltreactor. De HTR werkt met een zuurstof gestookte brander (> 99.7% O2 ) om twee redenen: - bereiken van hoge temperatuur (1.500 °C) - vermijden van NOx -vorming Om verwerking van de pyrolysecokes in de vergasser mogelijk te maken dienen deze gemalen te worden (<1mm) en ontdaan van metalen (ferro en non-ferro). De cokes worden zijdelings in de reactor gebracht. Met behulp van zuurstof wordt de aanwezige koolstof omgezet in gas. De vrijgestelde warmte zorgt voor smelten van de asfractie. De vloeibare slak wordt afgevoerd via een sifon en afgeschrikt in water. Het geproduceerde gas bevat Vito - integrale milieustudies 2001


59

55vol% CO en heeft een calorische waarde van 2.5 kWh/Nm³. Het gas moet worden ontstoft en gereinigd van waterstofsulfide. Dit gebeurt in dezelfde reinigingseenheid als het pyrolysegas. 2.8.2.5 Gasmotoren Het geproduceerde gas wordt grotendeels aangewend voor elektriciteitsproductie in gasmotoren. In een warmtekrachtcentrale wordt het gas omgezet in elektriciteit en warmte. Het warmteoverschot kan gebruikt worden voor externe gebruikers als warm water of voor koeldoeleinden. 2.8.2.6 Gasreiniging De gasreiniging is opgebouwd als volgt: 1. cracker : twee lege reactoren met aan ingang van eerste reactor gecontroleerde verbranding door luchttoevoer, onderaan reactoren periodieke afvoer van assen (1ton/1.000ton waste) 2. boiler : voor productie stoom voor droger 3. doekenfilter : verwijdering van fijn stof 4. koeler (tot 50 °C) 5. natte waskolom (zuur), tot HCl-niveau < 50-100 mg/Nm³ 6. demister 7. tweede natte wasser (eveneens zuur), tot HCl-niveau <10-15 mg/Nm³ 8. H2 S-verwijdering : droge absorptie op ijzeroxide (H2 S wordt gevormd o.i.v. reducerende omstandigheden in de HTR), het gereageerde ijzeroxide wordt afgevoerd voor regeneratie en terug gebruikt. Het gequenchete en gefilterde krakingsgas wordt door een basische natte wassing gestuurd. Daarna volgt een sequentie van droge filters om rest organische verontreiniging, kwik en waterstof sulfide te verwijderen. Het gezuiverde pyrolysegas heeft een calorische waarde van 4.000 kJ/Nm³. 2.8.2.7 Waterbehandeling Het pyrolysegas wordt gereinigd in een natte wassing. Het water wordt geneutraliseerd met NaOH of Ca(OH)2 . Om het zoutgehalte van het gas op een aanvaardbaar niveau te houden, wordt ongeveer 200 l waswater per ton input afval uit het gesloten circuit afgevoerd. Dit water wordt verdampt om het zout (rookgasreinigingsresidu) te extraheren. 2.8.2.8 Reststoffen Ferro en non-ferro wordt afgescheiden uit de pyrolysecokes. De kwaliteit van metaalfracties wordt, naast de plaats van afscheiding in het proces, ook bepaald door de verdere behandeling (bvb. manier van opslag). Metaal, afgescheiden na pyrolyse, oxideert snel bij blootstelling aan water. PKA richt zich in de eerste plaats op de markt van industrieel afval, met prioriteit voor Alrecyclage. Het systeem kan gebruikt worden in combinatie met een secundaire smelter, waarbij deze smelter wordt gestookt met het pyrolysegas. Het PKA-systeem heeft twee belangrijke voordelen (verschillen) t.o.v. andere systemen: - afzonderlijke pyrolyse en HTR-reactor: zodat metaalfractie (Al) kan afgescheiden worden voor recuperatie en enkel de cokes naar de HTR gaat, voor productie gas en verglazing inerte rest



60

-

zuivering van het pyrolysegas in de cracker tot een bruikbaar gas voor toepassing in de Al-smelter.

2.8.3 Massabalans De door PKA geleverde massabalans xxxiv bevatte enkele onwaarschijnlijkheden en ging uit van een eigen afvalsamenstelling. De massabalans is aangepast op basis van eigen berekeningen. De inventaris is uitgedrukt ten opzichte van een ton afval, volgens de samenstelling zoals beschreven. Het gebruik van hulpstoffen wordt eigenlijk best gerelateerd aan de hoeveelheid te pyrolyseren afval na droging. 2.8.3.1 Input Hulpstoffen: Pyrolyse § N2 in de droger (inertisering): 6.9 kg/t afval § motorolie (smeerstof): 0.13 kg/t afval Gasreiniging § Na(OH): 7.3 kg/t afval § Adsorbens (op ijzeroxide, verwijdering H2 S): 5.1 kg/ t afval § Actieve kool: 0.8 kg/ t afval § CaO: 1.9 kg/t afval § water: 115 kg/t afval § flocculant (onbepaald): 0.3 kg /t afval HTR § O2 (>97% zuiver): 94.7 kg/t afval Gasmotor § Ureum: 2.2 kg/t afval 2.8.3.2 Output Product niet energetisch valoriseerbare fracties Ferro/non ferro glasgranulaat beladen adsorbens rookgasreinigingsresidu emissies naar lucht stof TOC HCl HF SO2 NO2 CO Hg Cd+Tl zware metalen (Sb, As, Pb, Cr, Co, Cu, Mn, Ni, V, Sn)

hoeveelheid per ton afval

bestemming

40 kg 128 kg 6.3 kg

schroothandel hergebruik deels intern (neem 50%) deels storten storten

12 kg hoeveelheid per ton afval 5.8 g 2.9 g 5.8 g 0.17 g 116 g 418 g 272 g 11.6 mg 11.6 mg 0.4 g



61

dioxines CO2

29 ng 640 kg

stoechometrisch berekend

2.8.3.3 Energie Type energiedrager Input Propaan Elektriciteit Output Elektriciteit

Hoeveelheid ton afval 4.33 kg 195 kWh

aangekocht eigen productie in gasmotor, zonder aanmaak van O2

182 kWh

netto productie in gasmotor (na aftrek van eigen verbruik) nuttig bruikbare thermische energie om water op 110 °C te leveren thermische energie bruikbaar?

Heet waterproductie 690 kWh Warm waterproductie

per oorsprong

343 kWh

Er wordt naast een nuttige hoeveelheid heet water, nog een warmwaterstroom geproduceerd. Het is niet zeker of deze warmte nuttig kan gebruikt worden. Dit hangt af van de toepassingen in de nabijheid van de installatie. Het bruto elektrisch rendement van de gasmotoren ligt om en bij de 33.6%; het rendement van de nuttige warmteproductie van de motor ongeveer 53%



67

3

VERGELIJKING VAN DE SCENARIO’S .................................................................................................... 66 3.1 M ILIEU EN ENERGIE.................................................................................................................................................. 66 3.1.1 Inleiding..........................................................................................................................................................66 3.1.1.1 3.1.1.2 3.1.1.3 3.1.1.4

3.1.2 3.1.3 3.1.4 3.1.5 3.1.6 3.1.7

Vastleggen van het doel en de reikwijdte van de studie..........................................................................66 Inventarisatie ...........................................................................................................................................67 Beoordeling van de impacts....................................................................................................................67 Interpretatie .............................................................................................................................................67

Referentie-eenheid en scenario’s................................................................................................................67 Systeemgrenzen..............................................................................................................................................68 Toewijzing van impacts ten gevolge van nevenproducten .....................................................................68 Inventarisatie en verwerking van gegevens..............................................................................................69 Impact analyse...............................................................................................................................................70 Basisanalyse...................................................................................................................................................71

3.1.7.1 3.1.7.2

Inleiding...................................................................................................................................................72 Bespreking...............................................................................................................................................73

3.1.8 Elektriciteits- en warmteproductie uit afval .............................................................................................79 3.1.9 Vermeden emissies.........................................................................................................................................81 3.1.10 Sensitiviteitsanalyse: katalytische dioxinevangst in RO.........................................................................85 3.1.11 Sensitiviteitsanalyse: eigen verbruik voor SBioD en O2 -productie......................................................85 3.1.12 Sensitiviteitsanalyse : verbranding van slibkoek SVgis..........................................................................89 3.1.13 Sensitiviteitsanalyse: transport van hulpstoffen, reststoffen en RDF ...................................................91 3.1.14 Conclusies.......................................................................................................................................................94 3.2 M ATERIAALRECUPERATIE.....................................................................................................................................101 3.2.1 Energetisch valoriseerbare fracties ........................................................................................................ 102 3.2.2 Ferro............................................................................................................................................................. 103 3.2.2.1 3.2.2.2 3.2.2.3

3.2.3

Non-ferro...................................................................................................................................................... 104

3.2.3.1 3.2.3.2 3.2.3.3

3.2.4

hoeveelheid............................................................................................................................................106 kwaliteit – zuiverheid ............................................................................................................................111 Afzetmogelijkheid .................................................................................................................................114

Residu’s........................................................................................................................................................ 116

3.2.5.1 3.2.5.2 3.2.5.3

3.2.6

hoeveelheid............................................................................................................................................104 kwaliteit - zuiverheid.............................................................................................................................105 afzetmogelijkheid ..................................................................................................................................106

Inerten .......................................................................................................................................................... 106

3.2.4.1 3.2.4.2 3.2.4.3

3.2.5

hoeveelheid............................................................................................................................................103 kwaliteit - zuiverheid.............................................................................................................................104 afzetmogelijkheid ..................................................................................................................................104

Hoeveelheid...........................................................................................................................................117 Kwaliteit ................................................................................................................................................117 Afzetmogelijkheid .................................................................................................................................118

Afvalwater.................................................................................................................................................... 119

3.2.6.1

Hoeveelheid...........................................................................................................................................119

3.2.7 Vergelijk ing van de scenario’s................................................................................................................. 119 3.2.8 Besluiten ...................................................................................................................................................... 123 3.3 KOSTEN ....................................................................................................................................................................125 3.3.1 Aanpak ......................................................................................................................................................... 125 3.3.1.1 3.3.1.2 3.3.1.3

3.3.2

Methodologie.........................................................................................................................................125 Gegevens ...............................................................................................................................................126 Veronderstellingen.................................................................................................................................126

Resultaten .................................................................................................................................................... 128

3.3.2.1 3.3.2.2 3.3.2.3

Bespreking per systeem.........................................................................................................................128 Overzichtstabellen .................................................................................................................................130 Gevoeligheidsanalyse............................................................................................................................131

3.3.3 Besluiten ...................................................................................................................................................... 133 3.4 BEDRIJFSVOERING ..................................................................................................................................................134 3.4.1 Procesbeheersing....................................................................................................................................... 134 3.4.1.1 3.4.1.2 3.4.1.3 3.4.1.4 3.4.1.5

RO .........................................................................................................................................................134 WBO......................................................................................................................................................135 SBioD ....................................................................................................................................................135 SVgis .....................................................................................................................................................135 Pyro .......................................................................................................................................................136


vergelijking van de scenario’s

68

3.4.1.6

3.4.2 3.4.3 3.4.4 3.4.5 3.4.6

Vgas .......................................................................................................................................................136

Betrouwbaarheid ........................................................................................................................................137 Veiligheid.....................................................................................................................................................138 Onderhoud ...................................................................................................................................................139 Flexibiliteit...................................................................................................................................................140 Besluiten.......................................................................................................................................................142



66

3

VERGELIJKING VAN DE SCENARIO’S

3.1 Milieu en energie 3.1.1 Inleiding Als basis voor de milieu evaluatie worden elementen uit de methodiek van de milieugerichte levenscyclusanalyse (LCA) gebruikt. Belangrijk is dat in grote lijnen bekend wordt wat de potentiële milieu effecten zijn van verschillende verwerkingsroutes. De milieu-effecten worden onafhankelijk van tijd en plaats bepaald. Daarnaast wordt nagegaan hoeveel elektriciteit of nuttige warmte in elke verwerkingsroute opgewekt wordt. Levenscyclusanalyse (LCA) is een relatief jong instrument. In de jaren ’80 en begin de jaren ’90 werden er door diverse onderzoeksinstellingen en organisaties uiteenlopende methodieken ontwikkeld. Door de jaren heen ontstond een nood aan een standaardisatie van de LCA-methodiek. De ISO heeft daarom het initiatief genomen om een aantal LCAnormen uit te werken in de ISO 1404X-reeks. Vrij recent werd de eerste norm uit die reeks gepubliceerd: ISO 14040 xxxv . Het methodologisch kader dat hierin voorgesteld wordt omvat 4 componenten (zie figuur 3-1): ž doelbepaling (goal and scope definition); ž inventarisatie (inventory analysis); ž impact analyse (impact assessment); ž interpretatie (interpretation).

Vastleggen van doel en reikwijdte

Inventarisatie

Interpretatie

Toepassingen

Impact analyse

Figuur 3.1-1: Methodologisch kader van een levenscyclusanalyse (naar ISO 14040)

3.1.1.1 Vastleggen van het doel en de reikwijdte van de studie In deze eerste fase van een LCA dienen het doel van de studie en de breedte en de diepgang van de analyse (welke stappen uit de levenscyclus en/of welke processen worden meegenomen in de analyse, welke niet?) duidelijk gedefinieerd te worden. Hier wordt de basis gelegd voor het verdere verloop van de LCA-studie. Het uitgangspunt van elke LCA is de functionele eenheid, die als vergelijkingsbasis voor verschillende alternatieven kan worden beschouwd.



67

3.1.1.2 Inventarisatie In de inventarisatiefase worden energie- en materiaalbalansen opgemaakt en worden gegevens ingezameld omtrent de emissies naar het milieu. Dit gebeurt voor alle samenstellende onderdelen van het materiaal of product en voor alle stappen die deel uitmaken van de levensloop. Op deze manier wordt een overzicht verkregen van alle milieuinteracties die optreden gedurende de ganse levenscyclus. Dit is vaak de meest tijdrovende fase van een LCA-analyse. 3.1.1.3 Beoordeling van de impacts Bij het beoordelen van de impacts worden de gegevens uit de inventarisatie gerelateerd aan specifieke milieu-impacts De procedure zoals deze door ISO voorgesteld wordt omvat de volgende stappen: - vastleggen van de impactcategorieën die in de studie aan bod zullen komen; - classificatie: het toewijzen van de verschillende gegevens uit de inventarisatie aan de impactcategorieën (welke emissie draagt bij tot welk effect?); - karakterisatie: het per impactcategorie verrekenen van de gegevens uit de inventarisatie tot één cijfer dat een maat is voor de globale bijdrage van het onderzochte systeem tot die bepaalde categorie van milieu-impact. Het resultaat hiervan is een milieuprofiel. Verder kan de betekenis van de verkregen cijferwaarden geanalyseerd worden, bijvoorbeeld door deze te relateren aan de totale bijdrage van een regio tot een bepaald milieu-effect, door een gevoeligheidsanalyse uit te voeren, enz.. Tot slot kan een evaluatie de beoordeling afronden. Hierbij worden de verschillende impactcategorieën onderling afgewogen en eventueel geaggregeerd tot één cijfer dat een maat is voor de globale milieubelasting van het onderzochte materiaal of product. Weging wordt in deze studie niet uitgevoerd. 3.1.1.4 Interpretatie Tijdens de interpretatie worden er conclusies getrokken uit de analyse en worden er eventueel aanbevelingen gemaakt, met name om de milieubelasting van het bestudeerde systeem te reduceren. 3.1.2 Referentie-eenheid en scenario’s De referentie-eenheid in de milieuvergelijking is de definitieve verwijdering van 1 ton residu van HHA en niet specifiek categorie II bedrijfsafval. Een nauwkeurige omschrijving van de afvalsamenstelling is in hoofdstuk 1 gegeven. De gebruikte uitgangssamenstelling van het afval werd bepaald door sorteeranalyse op Vlaams huishoudelijk afval. De samenstelling is echter onderhevig aan regionale en seizoensgebonden variaties. Het effect van deze schommelingen werd niet tot in detail bestudeerd, vermits hiertoe de volledige balansen herrekend dienen te worden. Het beschouwde afval heeft een relatief laag droge-stof- en asgehalte. Afval met hogere DSen asgehaltes resulteert in - een hogere opbrengst (kg/ton input) van de inertfracties - een hogere RDF-opbrengst (kg/ton input); voor SBioD met enigszins hogere calorische waarde De globale performantie van de systemen en de relatieve verhoudingen tussen de scenario's zullen weinig of niet beïnvloed worden.



68

Het referentiescenario is de integrale verwerking van afval in een roosteroven met energierecuperatie, rookgasreiniging en bodemasbehandeling. Het rookgasreinigingssysteem bestaat uit een halfnatte wassing met mouwenfilter, aktief koolinjectie en DeNOx –installatie. In Vlaanderen zijn er twee typen DeNOx in gebruik, katalytische NOx reductie (SCR) en niet-katalytische NOx reductie (SNCR). De nieuwe EU normxxxvi van 200 mg/Nm³ verplicht uitbaters van roosterovens om een DeNOx te plaatsen. Voor dioxinevangst wordt een actief koolinjectie aangenomen. Deze techniek wordt in de meerderheid van de Vlaamse ovens toegepast. Katalytische dioxinereductie wordt ondertussen ook toegepast, maar wordt nog niet als stand-der-techniek beschouwd. De invloed van dergelijke dioxinevangst wordt wel bekeken in sensitiviteitsanalyse. De rookgasreiniging na de wervelbedoven geschiedt sequentieel door toepassing van een cycloon of elktrofilter, natte gaswassing, SNCR DeNOx door ammoniakinjectie, actief koolinjectie en een mouwenfilter. Na de gasmotor vinden we een actieve koolfilter, een oxidatieve katalysator en een DeNOx . De volgende afvalverwerkingsopties worden geanalyseerd: 1. Roosteroven [RO SNCR en RO SCR] 2. Scheiden/ vergisten en verbranden in een circulerend wervelbed [SVgis-WBO] 3. Biologisch drogen/scheiden en verbranden in een circulerend wervelbed [SBioD-WBO] 4. Scheiden/ vergisten, vergassen en verbranden in gasmotor [SVgis-Vgas-M] 5. Biologisch drogen/scheiden vergassen en verbranden in gasmotor [SBioD-Vgas-M] 6. Scheiden/ vergisten, vergassen en verbranden in STEG [SVgis-Vgas-STEG] 7. Biologisch drogen/scheiden, vergassen en verbranden in STEG [SBioD-Vgas-STEG] 8. Geïntegreerde pyrolyse [Pyro] 3.1.3 Systeemgrenzen Definitieve verwijdering in deze context betekent dat de binnenkomende afvalfractie integraal omgezet wordt tot valoriseerbare fracties (met een economische waarde: nevenproducten, energie, enz.), tot finaal te storten materiaal en tot disperse emissies. De aanvoer van afval wordt niet in rekening gebracht, net zomin als transport ten behoeve van de afvalverwerking, omdat dit sterk locatie-afhankelijk is. De hoeveelheid te transporteren hulpstoffen is bekend, en door combinatie met de transportafstand kan de milieu-impact apart worden beschouwd. Het gebruik en de aanmaak van hulpstoffen en brandstoffen is wel opgenomen in de analyse. Ze vormen samen met de emissies van de verschillende installaties de basis voor de milieuvergelijking. In de bijlage is het milieuprofiel per scenario opgesteld, en opgedeeld in impacts ten gevolge van hulstoffen, brandstoffen en emissies. De milieu-impact van kapitaalgoederen werd niet meegenomen.

3.1.4 Toewijzing van impacts ten gevolge van nevenproducten De verwerkingssystemen in deze studie hebben allen meerdere nuttige functies. Naast het verwerken van huishoudelijk afval produceren alle systemen nog elektriciteit en/of warmte, en recuperatiematerialen. In een milieukundige vergelijking dient rekening gehouden te worden met deze meervoudige functies. Dit kan door gebruik te maken van het principe van



69

systeemuitbreiding of door het principe van vermeden emissies toe te passen. Systeemuitbreiding houdt in dit geval in dat aan de bestudeerde verwerkingsprocessen externe processen worden toegevoegd, totdat alle systemen dezelfde functies vervullen. Omdat zeer uiteenlopende verwerkingssystemen vergeleken worden, zal door systeemuitbreiding de analyse sterk verzwaard worden. Zo zal bvb. een roosteroven uitgebreid moeten worden met een extern proces voor elektriciteitsproductie en warmteproductie, en externe processen voor materialen zoals zand e.d. om dezelfde functies te vervullen als het systeem SVgis-WBO (nl. het produceren van dezelfde hoeveelheden materiaal en energie). Het principe van vermeden emissies houdt rekening met de mate waarin de calorische inhoud van de verwerkte reststroom teruggewonnen wordt, en met de hoeveelheden recuperatiematerialen. Hoe groter de energiebenutting, hoe groter de theoretische besparing aan fossiele brandstoffen en de daaraan gerelateerde emissies in bvb. een elektriciteitscentrales of in een groep van centrales. Hoe meer materialen geproduceerd worden, des te meer emissies en brandstoffen elders worden uitgespaard om hetzelfde materiaal te produceren. Deze vermeden brandstoffen en emissies kunnen dan in mindering gebracht worden van de directe emissies en brandstofverbruiken. Zoals reeds vermeld in hoofdstuk 1 zal de analyse beperkt blijven tot het kwantificeren van de nuttige types energie (bijv. elektriciteit, stoom) die geproduceerd worden in het verwerkingssysteem. De vermeden emissies die hiermee gepaard gaan worden afzonderlijk gerapporteerd. Hiervoor dienen echter wel bijkomende keuzes gemaakt worden (nl. welke vorm van energieproductie vermeden wordt), die transparant weergegeven worden. De recuperatie van materialen zal niet vertaald worden naar een vermeden grondstofverbruik of naar vermeden emissies. De analyse hiervan zal beperkt blijven tot het kwantificeren en klasseren van de valoriseerbare reststoffen die geproduceerd worden in de verschillende verwerkingssystemen (paragraaf 3.2). Het apart vermelden van de indirecte vermeden emissies door materiaalrecuperatie is in dit geval te onzeker om nuttig te kunnen gebruiken in de besluitvorming. De keuze van de wijze waarop de materialen geproduceerd worden met een zekere kwaliteit, die vergelijkbaar is met de recuperatiematerialen, is veel minder evident dan in het geval van energierecuperatie. In voorgaande studies bleek het relatieve belang van vermeden milieueffecten bij recyclage bovendien zeer beperktxxxvii,xxxviii. 3.1.5 Inventarisatie en verwerking van gegevens Op basis van de processchema’s werden door middel van gerichte bevragingen gedetailleerde gegevens verzameld bij technologie-aanbieders die betrekking hebben op de in- en uitgaande stromen (hulpstoffen, brandstoffen, emissies, recuperatiematerialen, afval en energieproductie, zie hoofdstuk 2). Hierdoor werd het mogelijk om ingrepentabellen op te stellen (overzicht van verbruiken en emissies die een potentieel milieu-effect hebben) voor elk van de onderzochte scenario’s. Dergelijke tabellen geven een overzicht van alle milieu-interacties die verbonden zijn aan het onderzochte scenario en dit telkens gerelateerd naar de beschouwde functionele eenheid (i.e. verwerking van één ton). De gegevens uit de ingrepentabellen worden vervolgens vertaald naar potentiële milieu-effecten. Alle gegevens voor de analyse zijn door Vito geïnventariseerd. Deze gegevens zijn ingevoerd in SimaPro 4.0 xxxix waarbij voornamelijk gebruik is gemaakt van de ETH database xl en de BUWAL database xli. Deze databases bevatten LCA gegevens van energie, chemicaliën en andere hulpstoffen. Aan beide databases ligt een grondige inventarisatie ten grondslag en de kwaliteit van de data is daardoor goed.



70

Indien de specifieke milieu-ingrepen van bepaalde hulpstoffen en/of energie niet beschikbaar waren, werd het milieu-effect geschat aan de hand van data voor vergelijkbare hulpstoffen of algemene processen voor de productie van hulpstoffen en/of energie. Deze aannames worden kort weergegeven in de bijlage bij de analyse van elk afzonderlijk proces. 3.1.6 Impact analyse Emissies naar lucht en water en gebruik van grondstoffen zijn gekarakteriseerd met behulp van de Eco-indicator 99 methodologie xlii. De Eco-indicator 99 is door PRé Consultants ontwikkeld in opdracht van het Nederlandse ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieu (VROM). Daarbij is samengewerkt met nationale en internationale wetenschappers en de industrie. De Eco-indicator 99 methodologie is state-of-the-art op het gebied van modelleren van effecten en processen, omdat de nieuwste wetenschappelijke methoden zijn gebruikt om de methode in te vullen. Een beschrijving van de Eco-indicator 99 methodologie is te vinden in bijlage. Karakterisatie van milieu-ingrepen leidt tot een overzicht van schade aan menselijke gezondheid, ecosysteemkwaliteit en uitputting van grondstoffen, door verschillende milieueffecten op Europees niveau. De schade aan menselijke gezondheid wordt uitgedrukt in Disability Adjusted Life Years oftewel in DALY’s xliii, xliv . DALY’s worden veroorzaakt door: • Kanker, door emissie van carcinogene stoffen, • Schade aan de luchtwegen, door emissie van organische en anorganische stoffen, • Schade door UV-straling, door emissie van ozonlaagaantastende stoffen, • Schade ten gevolge van het broeikaseffect (zoals malaria en andere vector-gebonden ziekten, hartinfarcten), • Kanker ten gevolge van radioactieve straling, De schade aan de ecosysteem kwaliteit wordt uitgedrukt in Potentially Disappeared Fraction (PDF) per vierkante meter jaar en is een maat voor het verdwijnen van soorten in een ecosysteem. Schade wordt veroorzaakt door: • Emissie van toxische stoffen, • Emissie van verzurende en vermestende stoffen, • Landgebruik. Uit het schademodel voor toxische stoffen volgt schade uitgedrukt in Potentially Affected Fraction”, ofwel PAF. Op basis van wetenschappelijke literatuur is bepaald dat er tussen PAF en PDF ongeveer een factor 10 verschil zit. Om de schade door verschillende milieueffecten vergelijkbaar te maken is toxische schade opgeschaald naar PDF. Uitputting van abiotische grondstoffen wordt uitgedrukt in MJ surplus energy; de extra energie die in de toekomst nodig is voor de winning van die grondstof doordat de kwaliteit van de grondstofvoorraad afneemt. De uitputting van mineralen en van fossiele brandstoffen wordt in Eco-indicator 99 gekarakteriseerd. De resultaten van deze studie zijn niet genormaliseerd of gewogen. De schade aan menselijke gezondheid door emissie van dioxines wordt in een aparte categorie weergegeven.



71

In Tabel 3-1 wordt een overzicht gegeven van de voor deze studie belangrijkste stoffen en hun impacts. Tabel 3-1: Impact categorieën en oorzaken (stoffen)

Impact categorie Kanker, door emissie van carcinogene stoffen. Schade aan de luchtwegen, door emissie van organische stoffen. Schade aan de luchtwegen, door emissie van anorganische stoffen. Schade ten gevolge van het broeikaseffect (zoals malaria en andere vector-gebonden ziekten, hartinfarcten). Kanker ten gevolge van radioactieve straling. Schade door UV-straling, door emissie van ozonlaagaantastende stoffen. Emissie van toxische stoffen.

Stof (emissies naar lucht, water of bodem) As, C6 H6 , Cd, Cr (VI), Dioxines, Ni, PAKs,… PAKs, C6H6 , NMVOC, CH4 , VOC,… PM2.5, PM10, stof, NO2 , NO, SO 2 , NH3 CO2 , CH4 , N2 O, sommige HFK's,… Radioactieve isotopen 1 Halonen, CFK's, HFK's.

As, C6 H6 , Cd, Cr (VI), Cu, Dioxines, Hg, Ni, PAKs, Pb, Zn, Emissie van verzurende en vermestende stoffen. NO2 , NO, SO2 , NH3 Landgebruik. type van bebouwing (industrieel, agrarisch, bosbouw...), aard van conversie van een gebied. Uitputting van mineralen en brandstoffen Alle metalen en ruwe brandstoffen. 1 : Emissies van radioactieve stoffen treden op bij het in rekening brengen van de hele keten, waarin ook kernenergie als energiebron aangewend wordt voor elektriciteitsproductie.

De analyse met Eco-indicator 99 is aangevuld met een analyse van de energiebalans, uitgedrukt in MJ waarbij onderscheid is gemaakt tussen energie in de vorm van elektriciteit, fossiele brandstoffen die verbrand kunnen worden en warm water of stoom (thermische energie). De geproduceerde energie kan een bestaande energiebron vervangen. Door de vermeden emissies te bepalen kan nagegaan worden hoe groot de invloed van energieproductie bij afvalverwerking is op het uiteindelijke resultaat. Daarnaast zijn de hoeveelheden materiaal die gerecycleerd of herverwerkt kunnen worden berekend. Deze output in een volgende paragraaf over de reststoffen besproken. Materialen die gestort dienen te worden, komen daar ook aan bod. In wat volgt worden eerst de scenario’s per impactcategorie met elkaar vergeleken (3.1.7). In deze basisanalyse worden de directe emissies en emissies van gebruikte hulpstoffen en brandstoffen meegenomen. Een gedetailleerde analyse per verwerkingsscenario is in bijlage geplaatst. Vervolgens wordt de elektrische en thermische efficiëntie van de systemen besproken (3.1.8). De analyse wordt aangevuld met een bespreking van de vermeden emissies (3.1.9). Als sensitiviteitsanalyse wordt nagegaan wat de invloed van een katalytische dioxinevangst is op de milieuperformantie van een roosteroven, en hoe de verhoudingen tussen de verschillende scenario's wijzigen indien zowel hulpstoffen als verbruikte elektriciteit intern worden aangemaakt (3.1.10 en 3.1.11). Het belang van transport van hulpstoffen, RDF en reststoffen wordt afgetast in 3.1.12. Conclusies voor de criteria milieu en energie zijn te vinden op het einde van de paragraaf (3.1.13) 3.1.7

Basisanalyse



72

3.1.7.1 Inleiding Eerst worden enkele algemene verschillen besproken. Alle technologieën voldoen aan de vereiste emissienormen. Het onderscheid tussen de verschillende scenario’s is te wijten aan verschillen in emissies enerzijds, en aan de milieu-impact van de gebruikte brandstoffen, elektriciteit en hulpstoffen. In Figuur 3.1-2 worden de verschillende impactcategoriën door schade aan humane gezondheid voor het referentiescenario weergegeven. Uit de figuur blijkt dat er een verschil in grootte-orde is voor de verschillende categoriën. Dit wordt verduidelijkt door uitzeten op een logaritmische schaal. Impactcategorieën zoals schade aan gezondheid door organische stoffen, kanker door dioxine, ozonlaagaantasting, en radioactieve substanties zijn niet van doorslaggevend belang. Hun relatieve impact ten opzichte van andere impactcategorieën is klein en ze worden daarom niet in detail besproken, met uitzondering van dioxines. Deze worden, op specifieke vraag, wel in detail besproken. In de overzichtstabellen en in bijlage worden schade aan gezondheid door organische stoffen, ozonlaagaantasting en radioactieve substanties wel opgenomen.

Schade aan humane gezondheid (Eco-indicator 99)

2,0E-04

1,8E-04

1,0E-03

[DALY]

1,4E-04

[DALY]

1,0E-04

1,6E-04

1,0E-05

1,0E-06

1,0E-07

1,2E-04 1,0E-08

1,0E-04 1,0E-09 Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine)

Kanker door dioxineemissie

Luchtwegen (organische stoffen)

Luchtwegen (anorganischestoffen)

Broeikaseffect

Radioactieve straling

Ozonlaagaantasting

8,0E-05

6,0E-05

4,0E-05

2,0E-05

0,0E+00 Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine)


Luchtwegen (organische Luchtwegen (anorganische stoffen) stoffen)

Broeikaseffect

Radioactieve straling

Ozonlaagaantasting

Figuur 3.1-2: Schade aan humane gezondheid, RO SNCR

Uit beide voorbehandelingstechnieken volgt een RDF met een onderste verbrandingswaarde van 16,5 MJ/kg. Voor SVgis bedraagt de hoeveelheid ongeveer 308 kg per ton afval, voor SBioD 460 kg. Omdat de milieu-impact betrokken wordt op het oorspronkelijke ton afval, speelt dit verschil in hoeveelheid RDF een rol. De impact ten gevolge van SBioD is daardoor steeds hoger, omdat in wervelbedinstallaties en vergassers het verbruik aan hulpstoffen per ton RDF weliswaar ongeveer even groot is, maar dus per ton afval groter is voor de SBioD routes. Voor de vergassingsroutes speelt dit effect nog meer, aangezien hiervoor het RDF van SVgis nog verder gedroogd wordt tot een hoogcalorisch RDF (ongeveer 21 MJ/kg). Wegens de belangrijke milieu-impact van hulpstoffen zoals O2 , N2 en gebluste kalk, worden de verschillen (per ton afval) tussen scenario's op basis van SVgis en



73

op basis van SBioD significant. In de sensitiviteitsanalyse wordt bekeken of de aanmaak van O2 met eigen elektriciteit hieraan veel verandert. Dit is echter niet de enige verklaring voor de verschillen tussen de scenario’s. In de basisscenario’s vereist SBioD externe elektriciteit afkomstig van het Belgische net, en fossiele brandstoffen, terwijl SVgis een overschot aan elektriciteit heeft. Dit betekent een bijkomstig algemeen verschil in het nadeel van SBioD. In de sensitiviteitsanalyses wordt het elektriciteitsverbruik nader bekeken. Bovendien wordt in de paragraaf over het criterium energie onderzocht of het effect van de vermeden emissies deze verschillen vermindert. In de vergelijking van de systemen kan men twee houdingen aannemen. Enerzijds kan men trachten de emissies per rookgasvolume-eenheid voor alle systemen op hetzelfde niveau te krijgen. Hierdoor zal een roosteroven, per ton afval, meer dioxines en NOx uitstoten dan bvb. de wervelbedinstallatie. Deels omdat de rookgasvolumes in een roosteroven bijna dubbel zo groot zijn, en deels omdat slechts een fractie van het afval, nl het RDF, in het wervelbed terechtkomt. Anderzijds kan men trachten de emissieniveau's per ton afval gelijk te krijgen voor alle scenario's. Dit vereist dan wel een extra inspanning voor de roosteroven (SCR), wat zich in de kostprijs van de installatie vertaalt. In de resultaten worden afzonderlijk gerapporteerd. 3.1.7.2 Bespreking In Figuur 3.1-3 worden 3 impactcategorieën op humane gezondheid besproken. Voor de impactcategorie “kankerverwekkende stoffen” weegt het verbruik van zuurstof door voor alle routes die deze hulpstof gebruiken. Het aanmaken van zuurstof vergt elektriciteit van het elektriciteitsnet, en dit veroorzaakt een bijkomende impact. In de sensitiviteitsanalyses wordt aangetoond dat productie van zuurstof met de eigen opgewekte elektriciteit de verschillen en verhoudingen niet veel wijzigt, maar de globale impact van kankerverwekkende stoffen verkleint. Daarnaast speelt het gebruik van elektriciteit en fossiele brandstoffen –zoals hierboven vermeld- in de SBioD routes een kleine rol. Wat de impact van anorganische stoffen op gezondheid betreft (Figuur 3.1-3), hier wegen NOx , SO2 en stof emissies door. Men kan vaststellen dat scenario’s met als eindverwerking een gasmotor iets slechter scoren dan de identieke routes met als eindverwerking een STEG. De installatie van een katalytische DeNOx (RO SCR) vermindert de impact van de roosteroven met meer dan de helft ten opzichte van de roosteroven met niet-katalytische DeNOx (RO SNCR). De roosteroven presteert dan zelfs beter dan alle andere scenario's. Ook hier speelt elektriciteitsverbruik voor O2 aanmaak en voor SBioD een belangrijke rol.



74

Schade aan humane gezondheid (Eco-indicator 99) 1.0E-04 RO SNCR

9.0E-05

3.00E-08 2.50E-08

[DALY]

8.0E-05

RO SCR

2.00E-08 1.50E-08

7.0E-05

Svgis-WBO

1.00E-08 5.00E-09

6.0E-05

0.00E+00

SBioD-WBO

Kanker door dioxine-emissie

5.0E-05

SVgis-Vgas-M

4.0E-05

SBioD-Vgas-M

3.0E-05

Svgis-Vgas-STEG

2.0E-05

SBioD-Vgas-STEG

1.0E-05 Pyro

0.0E+00 Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine)


Luchtwegen (anorganische stoffen)

Figuur 3.1-3: Schade aan gezondheid door kankerverwekkende en door anorganische stoffen, vergelijking van de scenario’s.

Het aangegeven effect van dioxines op gezondheid (kankerrisico) wordt voornamelijk bepaald door de directe emissies. Er moet opgemerkt worden dat de impact van dioxines enkele ordes van grootte lager liggen dan bvb. bovenvermelde impacts. Voor de roosteroven met actieve kool injectie zijn de dioxine emissies van de orde van 0,03 ng/Nm³. Wanneer uitgegaan wordt van een katalytische dioxinevangst, zoals bvb. toegepast wordt bij IVAGO in Gent, nemen de dioxine emissies verder af met een factor 30 ongeveer (1 pg/Nm³, overeenstemmend met 1.0E-09 DALY). Merk ook de relatief hogere opgegeven emissies via de biogasmotor (SVgis), en via de gasmotor op (SVgis-Vgas-M, SBioD-Vgas-M en Pyro). De Eco-indicator-methode houdt enkel rekening met kankerrisico door dioxine-emissies. Een meer algemene benadering van het risico van de beschouwde dioxine-emissie, kan gemaakt worden op basis van de werkelijke blootstelling en vergelijking met de door de WHO definieerde maximale toegelaten dosis (TDI). Deze maximale toegelaten dosis, bedroeg in het verleden 10 pg TEQ/ kg lg dag. Deze norm heeft uitsluitend betrekking op PCDD/Fs. Recent werd deze dosis verstrengd tot 1 - 4 pg TEQ/kg lg dag. Deze norm omvat zowel PCDD/Fs als dioxine-achtige PCBs. De benedengrens wordt beschouwd als een streefwaarde waaraan op termijn dient voldaan te worden teneinde de achtergrondblootstelling verder terug te dringen. Deze benadering wordt uitgewerkt in Bijlage 5. Op basis van een ruwe risico-beoordeling kan gesteld worden dat voor zwaar blootgestelde individuen en rekening houdend met de hier gebruikte emissie voor ROSNCR, er geen noemenswaardig additioneel risico is. De resulterende inname bedraagt immers bij benadering slechts 3 - 14 % van de huidige TDI (4 pg TEQ/kg lg dag). Een dergelijk individu ondervindt in afwezigheid van andere bronnen een blootstelling van slechts 5 - 23 % respectievelijk 2 - 8 % van de achtergrondblootstelling van de mediane consument en sterk blootgestelde consumenten.



75

De impact “schade aan gezondheid ten gevolge van het broeikaseffect” is op een eenvoudige manier te benaderen. Alle scenario’s voor de verwerking van afval resulteren in een thermische valorisatie van het afval, rechtstreeks via verbranding van het afval of van het RDF of via aanwending van bio-, synthese- of pyrolysegas in motoren of turbines. Het koolstof in het afval (215.2 kg/t HHA of 375 kg/t ds) zal dus enerzijds in de te recupereren fracties of de te storten fracties terechtkomen, of anderzijds als CO2 geëmitteerd worden. Een kleine hoeveelheid van het totale koolstof zal onder de vorm van CO of CH4 vrijkomen, nog een kleinere fractie als vluchtige organische componenten. Wanneer abstractie gemaakt wordt van deze laatste emissies, is het duidelijk dat die scenario’s of verwerkingstechnologieën die meer (vaste) restfracties produceren, minder CO2 emissies zullen veroorzaken en zo schijnbaar een kleinere impact veroorzaken. Het koolstof dat nog in de te storten of de te recupereren fracties zit, kan echter later ook vrijkomen en aanleiding geven tot CO2 of zelfs CH4 emissies. Tabel 3-2 geeft de koolstofbalans weer na de voorbehandeling (na SBioD of Svgis). Als vergelijking is de koolstofbalans van de roosteroven opgegeven. Bij het scheiden en vergisten wordt een deel van de koolstof omgezet in methaan en CO2 in de biogasmotor, een deel komt in het RDF terecht, en de rest wordt verondersteld in de overige fracties terecht te komen. Voor de eenvoud is het C-gehalte in de ferro/non-ferro fractie op nul gezet. De overige fracties bevatten dus ongeveer 70 kg van de 215 kg koolstof. Bij biologisch drogenscheiden wordt een deel van het organisch materiaal gecomposteerd om de rest te drogen. Dit leidt tot een verlies aan koolstof via CO2 van ongeveer 27 kg. Het overige koolstof wordt verondersteld zich in het RDF te bevinden, waarbij we aannemen dat de fractie C in de inerten en in het ferro/non-ferro verwaarloosbaar is. Tabel 3-2: C-gehaltes in de verschillende fracties na voorbehandeling (in kg C per ton nat afval). Als referentie is de roosteroven opgegeven.

INPUT (kg C/ton HHA)

RO 215.2

SVgis 215.2

SBioD 215.2

OUTPUT (kg C/ton HHA) Emissie

215.2

49.4

26.9

87.1 9.2 0 rest rest rest rest

188.3 0 0 -

69.6

0.0

RDF Licht res. (res+hout) F/NF Inerten Slibkoek Zand Vezels REST

0.0

Voor beide voorbehandelingstechnologieën geldt dat het koolstof in het RDF uiteindelijk als CO2 zal geëmitteerd worden. We kunnen nu twee extreme alternatieven onderscheiden: 1. Alle verwerkingsscenario's die uitgaan van het RDF na scheiden en vergisten produceren minder CO2 , omdat een groot deel van het koolstof gefixeerd is in vaste restfracties. Er wordt 69.6 kg minder koolstof via CO2 geëmitteerd per ton afval. Vito – integrale milieustudies 2001


76

2. Alle verwerkingsscenario's die uitgaan van het RDF na scheiden en vergisten dragen meer bij tot het broeikaseffect, omdat alle koolstof in de vaste restfracties via aërobe compostering omgezet wordt in methaan (o.m. via stortgas). De mate waarin dit het resultaat beïnvloedt, is weergegeven in Figuur 3.1-4. Er wordt 69.6 kg meer koolstof via CH4 geëmitteerd per ton afval. Dit heeft een belangrijk effect op het resultaat, omdat de Global Warming Potential (GWP) van methaan 21 keer hoger is dan die van CO2 . Netto verhoogt de GWP met ongeveer 1.700 equivalente kg CO2 . Vertaald in DALY's, zoals gebruikt in Eco-indicator '99, betekent dit dat scenario's uitgaande van SVgis 3.6.10-4 meer DALY veroorzaken (ter vergelijking: de referentie voor de roosteroven is 1.8.10-4 DALY). De realiteit bevindt zich ergens tussen deze twee extreme alternatieven. Een deel van de koolstof komt vermoedelijk niet vrij, een ander deel wordt niet uniek tot CH4 omgezet. Stortgas of biogas bevat meestal ongeveer een even groot volume CO2 als CH4 . Binnen deze studie was geen ruimte om deze emissies nauwkeuriger te bepalen. We maken in deze berekening geen onderscheid tussen hernieuwbare en niet-hernieuwbare CO2 . Er is geen eensgezindheid over deze definities en bovendien is de verdeling, mocht ze al mogelijk zijn, hetzelfde voor alle scenario's. De opgegeven impacts zijn een orde groter dan deze gegeven in Figuur 3.1-3. Volgends de gehanteerde methodiek van de Ecoindicator 99 zijn de impacts van broeikasgassen dan ook de belangrijkst categorie voor schade aan de gezondheid. Anderzijds is het broeikaseffect de impactcategorie met grootste onzekerheid bij vertaling naar gezondheidseffecten. Schade aan humane gezondheid (Eco-indicator 99)

6.0E-04 Maximum impact indien alle restfracties CH4 vormen

RO SNCR

[DALY]

5.0E-04

RO SCR Svgis-WBO

4.0E-04

SBioD-WBO 3.0E-04

SVgis-Vgas-M SBioD-Vgas-M

2.0E-04

Svgis-Vgas-STEG 1.0E-04

SBioD-Vgas-STEG Pyro

0.0E+00 Broeikaseffect

Figuur 3.1-4: Schade aan gezondheid door broeikasgassen, vergelijking van de scenario’s.

In Figuur 3.1-5 wordt de kwaliteit van de ecosystemen geëvalueerd. Ecotoxiciteit wordt hier voornamelijk bepaald door de emissies van zware metalen en dioxines. Dit benadeelt de roosteroven via de koperemissies (waarvan <0.1% in de rookgassen terechtkomt), berekend uit het afval. Een belangrijke bijdrage tot verzuring en vermesting komt van de NOx emissies. Net zoals bij de impact van anorganische stoffen op gezondheid, kan men vaststellen dat gasmotoren



77

iets hogere emissies hebben dan STEGs. Daarnaast speelt het elektriciteitsverbruik van SBioD een rol, en het feit dat er meer RDF via SBioD geproduceerd wordt (waardoor deze routes meer hulpstoffen vereisen). Bij de katalytische DeNOx installatie voor RO (RO SCR), genereert deze zo’n lage NOx emissies per ton afval, dat de verbranding van een fractie van het afval (308 resp.460 kg per ton afval voor SVgis resp. SBioD) in een wervelbed met niet-katalytische DeNOx dit niet compenseert. M.a.w. de milieu-performantie verbetert aanzienlijk wanneer SCR in plaats van SNCR wordt toegepast. Landgebruik is een marginale impact, en is in hoofdzaak terug te brengen op de stikstofproductie en de processen en grondstoffen die daarachter schuil gaan. verstoring van de ecosystemen (Eco-indicator 99)

5,0E+00

[PDF/m².a]

4,5E+00 RO SNCR

4,0E+00

RO SCR

3,5E+00 Svgis-WBO

3,0E+00

SBioD-WBO

2,5E+00


2,0E+00

Svgis-Vgas-STEG

1,5E+00

SBioD-Vgas-STEG

1,0E+00

Pyro

5,0E-01 0,0E+00 Ecotoxische stoffen

Verzuring/ vermesting

Landgebruik

Figuur 3.1-5: Verstoring van de ecosystemen, vergelijking van de scenario’s.

De uitputting van minerale grondstoffen is te verwaarlozen (Figuur 3.1-6). De uitputting van fossiele brandstoffen wordt gedomineerd door het gebruik van aardgas, en de aanmaak van zuurstof voor vergassing en pyrolyse.



78

Uitputting van grondstoffen (Eco-indicator 99)

1.2E+02 [MJ surplus energie]

RO SNCR 1.0E+02

RO SCR Svgis-WBO

8.0E+01

SBioD-WBO SVgis-Vgas-M

6.0E+01

SBioD-Vgas-M 4.0E+01

Svgis-Vgas-STEG SBioD-Vgas-STEG

2.0E+01

Pyro 0.0E+00 Mineralen

Fossiele brandstoffen

Figuur 3.1-6: Uitputting van grondstoffen, vergelijking van de scenario’s.

De energiebalans wordt verder in dit hoofdstuk uitvoeriger besproken. Het verbruik van brandstoffen is voor RO SCR het grootst (Figuur 3.1-7). De keuze van een katalytische DeNOx , waar bij een heropwarming van de rookgassen met aardgas voorzien wordt, is hiervoor verantwoordelijk. SBioD verbruikt ook aardgas en stookolie, waardoor deze routes verschillen van de SVgis routes. De netto-elektriciteitsproductie is het grootst via de STEG (Figuur 3.1-7), en het kleinst voor de geïntegreerde pyrolyse. De scenario’s met gasmotoren zijn de enige die effectief nuttige thermische warmte (heet water of stoom) produceren. Energiebalans (opbrengst)

4.0E+03

RO SNCR

3.5E+03

RO SCR

[MJ]

3.0E+03 2.5E+03

Svgis-WBO

2.0E+03

SBioD-WBO

1.5E+03

SVgis-Vgas-M

1.0E+03

SBioD-Vgas-M

5.0E+02

Svgis-Vgas-STEG

0.0E+00 Energie brandstof

Energie elektriciteit

Energie thermisch

SBioD-Vgas-STEG

-5.0E+02

Pyro -1.0E+03

Figuur 3.1-7: Energiebalans, vergelijking van de scenario’s.



79

3.1.8

Elektriciteits- en warmteproductie uit afval

Elektrische efficiëntie De netto elektriciteitsproductie per scenario is samengevat in Tabel 3-3. De elektriciteitsopbrengst is de som van de bruto productie in de verschillende stappen van een verwerkingsscenario, verminderd met het eigen verbruik en met de aangekochte elektriciteit. Het netto-elektrische rendement is de verhouding van deze netto elektriciteitsproductie op de som van de calorische waarden van de gebruikte brandstoffen en van het afval. Tabel 3-3: Netto-elektriciteitsproductie per scenario.

Netto-elektricteitsproductie Netto-elektricteitsproductie Cal. Waarde afval Brandstoffen ηel

RO SNCR

RO SCR

SVgisWBO

SBioDWBO

480 1.7 8.5 0.02

475 1.7 8.5 0.3

477 1.7 8.5 0.02

432 1.6 8.5 0.2

20.0%

19.1%

20.1%

17.9%

kWh/t GJ/t GJ/t GJ/t

SVgis- SbioDVgas- VgasM M 476 438 1.7 1.6 8.5 8.5 0.2 0.2

SVgisVgasSTEG 596 2.1 8.5 0.1

SBioDVgasSTEG 627 2.3 8.5 0.2

Pyro

19.5%

24.8%

25.7%

7.5%

18.0%

Enkel de scenario’s met STEG hebben een significant beter rendement, terwijl de geïntegreerde pyrolyse een significant lager rendement heeft. Het eigen verbruik voor de pyrolyse is vrij hoog (ongeveer 190 kWh per ton afval), en de calorische waarde van het geproduceerde synthesegas vrij laag, omdat het pyrolysegas gekraakt wordt met lucht. De opbrengst aan gezuiverd pyrolysegas is ongeveer 900 m³ per ton afvalinput. Bij vergassing wordt een hoogcalorisch RDF omgezet in een syngas met verbrandingswaarde van ongeveer 11.8 resp 14.5 MJ/Nm³ voor RDF van SBioD resp. van SVgis. Hierbij wordt enkel zuurstof aangewend. De opbrengst aan syngas is ongeveer 1.250 m³ syngas per ton RDF. Dit wordt vervolgens omgezet in motoren of in een efficiënte STEG. Het eigen verbruik voor pelleteren van het RDF, voor pompen, compressoren en voor vergassing wordt verondersteld ongeveer 264 kWh per ton RDF te zijn. De omzetting van warmte uit RDF naar elektriciteit gebeurt in een wervelbed met een efficiëntie van ongeveer 25%, terwijl dit in een roosteroven ongeveer 20% bedraagt. Toch zijn de verschillen wat elektriciteitsproductie per ton afval betreft vrij klein tussen de twee verbrandingsopties. De verklaring hiervoor is eenvoudig: een verhoging aan rendement in het wervelbed en aan verbrandingswaarde van RDF wordt deels gecompenseerd door een verminderde hoeveelheid RDF ten opzichte van het afval. Voor het systeem 'scheiden/vergisten' (SVgis) komt er nog een hoeveelheid elektriciteit uit biogas bij (121 kWh/t afval); voor het systeem 'biologisch drogen/scheiden' (SBioD) vermindert de hoeveelheid netto-elektriciteit door het verbruik in de installatie (-100 kWh/t afval).

Sensitiviteitsanalyse: syngasopbrengst Vito – integrale milieustudies 2001


182 0.7 8.5 0.2

80

De opbrengst aan syngas uit de vergasser is een belangrijke parameter voor de berekening van de netto-elektriciteitsproductie. Uit de beschikbare gegevens kan een syngasopbrengst van 1.250 m³ per ton RDF afgeleid worden. Afhankelijk van de syngaszuivering kan deze hoeveelheid nog verminderen, vooraleer verbrand te worden in een motor of turbine. Figuur 3-1 illustreert dit. De netto-elektriciteitsproductie zal in geval van een gasmotor als eindverwerking voor de SBioD route nooit groter dan deze voor de SVgis route zijn. Bij afnemende opbrengst, en in geval een STEG als eindverwerking voorzien wordt, wordt de netto-productie via de SVgis route groter dan die voor de SBioD route onder de 1.150 m³/t RDF. Bovendien wordt de netto-elektriciteitsproductie voor de vergassingsroutes met een STEG vergelijkbaar met deze van de andere scenario's vanaf syngas opbrengsten onder de 1.000 m³/t RDF. De rangschikking die uit Tabel 3-5 volgt is dus afhankelijk van de effectieve syngasopbrengst die in de realiteit geproduceerd zal worden.. 700,0

600,0

kWh/t afval

500,0

400,0

300,0

200,0

100,0

0,0 500

550

600

650

700

750

800

850

900

950

1000

1050

1100

1150

1200

1250

1300

Syngas opbrengst (m³/ton RDF) SBioD-Vgas-M

SVgis-Vgas-M

SBioD-Vgas-STEG

SVgis-Vgas-STEG

Figuur 3.1-8: Netto-elektriciteitsproductie van de vergassingsroutes bij een eigen verbruik van 264 kWh per ton RDF van de vergasser.

Stoom, water en brandstofproductie Er zijn slechts enkele routes en verwerkingsinstallaties die warmte en/of stoom produceren. Het geïntegreerd pyrolysesysteem voorziet op het einde een gasmotor waarin warmte en elektriciteit worden opgewekt. Deze warmte wordt gebruikt om warm en heet water te produceren voor intern of ev. extern gebruik. We nemen aan dat voor het heet water op 110°C, a rato van 690 kWh (thermisch) per ton afval, een externe toepassing bestaat. Eventueel kan nog geopteerd worden voor de productie van cokes, in plaats van een verdere verwerking in en hoge temperatuursreactor zoals nu voorzien is in het scenario voor de geïntegreerde pyrolyse. De hoeveelheid cokes bedraagt dan 183 kg per ton afval, met een verbrandingswaarde van 8.6 MJ/kg.



81

Van de gasmotor als eindpunt voor de vergassingsroutes nemen we aan dat alle warmte omgezet wordt in stoom en warm water om de vergasser te bedienen. Het eventuele warmte overschot is niet begroot. Idem voor de STEG, waar eventuele valoriseerbare restwarmte na de recuperatieketel, terug wordt gebruikt voor de vergasser. Uit de beschikbare gegevens over de vergasser kan slechts een kleine stoomproductie voor externe toepassingen afgeleid worden (57 kWh/t RDF). 3.1.9

Vermeden emissies

Elektriciteitsproductie uit fossiele brandstoffen Als referentie voor de berekening van de vermeden emissies zijn twee uiteenlopende productieparken van elektriciteit gekozen. In een fossiele elektriciteitsmix wordt een deel van de productie door steenkoolcentrales gedaan, waardoor stof-, metaal-, NOx , SO x en hoge CO2 emissies ontstaan. Daarnaast is een STEG op aardgas een relatief propere wijze van productie. Er ontstaan enkel CO2 en NOx emissies. SO2 , metaal en andere emissies zijn verwaarloosbaar en worden niet gerapporteerd door de elektriciteitsproducenten. In Tabel 3-4 wordt een overzicht van de emissies voor verschillende parken gegeven. Naast de twee gekozen referentieparken zijn ook nog de emissies voor een gemiddeld Belgisch park (anno 1999, inc. kerncentrales) opgelijst. Tabel 3-4: Basisemissies en brandstofverbruik voor verschillende elektriciteitsparken (per MWh) per MWh CO2 CO SO2 NOx stof ClFAs Cd Cr Cu Ni Pb Zn Hg vliegas Fuel A Aardgas steenkool diesel

kg g g g g g g mg mg mg mg mg mg mg mg kg kg Nm³ kg kg

E-Vl-foss-1999 E-Steg-1999 E-Bel-1999 711.5 400 270.0 74.7 16.9 1493.9 430.0 1283.9 212.4 420.0 149.6 41.0 33.8 9.0 20.2 5.7 6.1 2.6 0.4 0.3 13.0 4.5 11.9 4.4 24.0 7.2 14.5 4.0 89.8 24.8 11.4 4.1 22.115 6.0 5.4 0.164 100.7 190.3 28.9 175.7 47.3 0.056 0.098 0.27

Vermeden emissies Als voorbeeld worden de vermeden impacts ten gevolge van elektriciteitsproductie door een gemiddeld Vlaams fossiel park (anno 1999) en ten gevolge van een STEG berekend. We nemen dus aan dat de geproduceerde elektriciteit in de afvalverwerkingsscenario's deze impacts uitspaart. Dit is het principe van de vermeden emissies. We bekijken verder hoe deze vermeden emissies de verschillen tussen de scenario’s kan beïnvloeden. Des te meer elektriciteit geproduceerd wordt uit afval, des te groter de vermeden emissies zijn.



82

Het kan zijn dat door de keuze van een fossiel park de netto-effecten van een afvalverwerkingsscenario negatief worden. Een hoge elektriciteitsproductie met behulp van motoren of gasturbines bvb. kan ervoor zorgen dat globaal gezien een afvalverwerkingsinstallatie positieve effecten op mens en milieu veroorzaakt, wegens het uitsparen van fossiele elektriciteitsproductie (dezelfde trend vertoont zich bij impacts op ecosystemen, nl. voor verzuring en vermesting). Bepaalde impacts zoals dioxines kunnen niet beschouwd worden. Adequate dioxineemissies van de fossiele elektriciteitsproductie ontbreken. In onderstaande figuren wordt de directe impact van de basisanalayse naast de impact met inbegrip van een vermeden fossiel park en van een STEG geplaatst. Voor de impact categorie "schade aan gezondheid door kankerverwekkende stoffen" (Figuur 3.1-9) vermindert de totale impact door de vermeden emissies erbij op te tellen, maar verandert de rangschikking niet. Wel is het zo dat voor RO en SVgis-WBO er een negatieve impact optreedt indien een fossiele mix als referentie voor vermeden emissies gekozen wordt. Dit betekent dat elektriciteitsproductie uit afval door deze twee scenario's een kleinere milieu-impact heeft dan elektricteitsproductie van eenzelfde hoeveelheid door een fossiel park. Schade aan humane gezondheid door kankerverwekkende stoffen (Eco-indicator 99)

5.0E-05

RO SNCR

[DALY]

4.0E-05

RO SCR Svgis-WBO

3.0E-05

SBioD-WBO

2.0E-05

Svgis-Vgas-M 1.0E-05


Svgis-Vgas-STEG Directe impact

Incl. vermeden fossiel

-1.0E-05

Incl. vermeden STEG


-2.0E-05

Figuur 3.1-9: Schade aan gezondheid door kankerverwekkende stoffen, inclusief vermeden emissies.

Voor anorganische stoffen zoals NOx , SOx en stof speelt het effect van de vermeden emissies een grote rol (Figuur 3.1-10). Voor zowat alle scenario's, uitgezonderd de pyrolyse, wordt de impact negatief indien een fossiel park als referentie genomen wordt. Vooral de afvalscenario's met een STEG als eindverwerking (SVgis-Vgas-STEG, en SBioD-VgasSTEG) verbeteren sterk door het feit dat zij het meeste elektriciteit produceren. Wanneer een STEG als referentie voor de vermeden emissies gekozen wordt, veranderen de globale impact en de relatieve verhoudingen tussen de scenario's bijna niet. Alleen pyrolyse, met zijn lage elektricteitsopbrengst, wordt door het in rekening brengen van vermeden emissies benadeeld.



83

Schade aan humane gezondheid door anorganische stoffen (Eco-indicator 99)

1,5E-04 RO SNCR

[DALY]

1,0E-04

RO SCR

Svgis-WBO

5,0E-05 SBioD-WBO

0,0E+00

Svgis-Vgas-M

Directe impact


Incl. vermeden STEG SBioD-Vgas-M

-5,0E-05 Svgis-Vgas-STEG

-1,0E-04

SBioD-Vgas-STEG

Pyro

-1,5E-04

Figuur 3.1-10: Schade aan gezondheid door anorganische stoffen, inclusief vermeden impacts.

Voor broeikasgassen stelt men min of meer hetzelfde vast (Figuur 3.1-11). Er treden weliswaar geen negatieve impacts op, de globale impact vermindert wel, en des te sterker voor de afvalscenario's met STEG als eindverwerking. Impacts van pyrolyse verminderen niet veel. Schade aan humane gezondheid door broeikasgassen (Eco-indicator 99)

2.5E-04

RO SNCR RO SCR

[DALY]

2.0E-04

Svgis-WBO SBioD-WBO

1.5E-04

Svgis-Vgas-M 1.0E-04

SBioD-Vgas-M Svgis-Vgas-STEG

5.0E-05


0.0E+00 Directe impact


Incl. vermeden STEG

Figuur 3.1-11: Schade aan gezondheid door broeikasgassen, inclusief vermeden impacts.

De invloed van de vermeden emissies op ecotoxiciteit is klein en wordt in deze analyse niet verder besproken. Alle data zijn terug te vinden in de bijlage. Voor de impact op ecosystemen via verzuring en vermesting, zijn de conclusies gelijklopend met deze over de anorganische stoffen (NOx en SOx dragen ook bij tot verzuring). De impact wordt negatief wanneer een fossiele mix als referentie beschouwd wordt, afvalscenario's eindigend met een STEG halen het meeste voordeel uit de vermeden emissies, pyrolyse het minste.



84

Impact op Ecosystemen (verzuring/vermesting) (Eco-indicator 99) 6.0E+00

RO SNCR 5.0E+00

RO SCR

4.0E+00 [P DF /m ².a

3.0E+00

Svgis-WBO

2.0E+00

SBioD-WBO

1.0E+00

Svgis-Vgas-M

0.0E+00

SBioD-Vgas-M Directe impact


Incl. vermeden STEG

-1.0E+00

Svgis-Vgas-STEG

-2.0E+00

SBioD-Vgas-STEG

-3.0E+00

Pyro -4.0E+00

Figuur 3.1-12: impact op ecosystemen kwaliteit via verzuring en vermesting, inclusief vermeden emissies.

Het feit dat elektriciteitsopwekking uit afval fossiele brandstoffen vermijdt, blijkt uit Figuur 3.1-13. De uitputting van aardgas weegt in deze impact categorie zwaarder door dan de uitputting van steenkool of aardolie. Vandaar dat vermeden emissies op basis van een STEG een grotere weerslag hebben op de resultaten dan vermeden emissies op basis van de fossiele mix. Uitputting van fossiele brandstoffen (Eco-indicator 99)

2.0E+02

[MJ surplus energie]

RO SNCR 1.0E+02

RO SCR 0.0E+00 Directe impact


Incl. vermeden STEG

Svgis-WBO

-1.0E+02

SBioD-WBO

-2.0E+02

Svgis-Vgas-M

-3.0E+02

SBioD-Vgas-M

-4.0E+02 -5.0E+02

Svgis-Vgas-STEG SBioD-Vgas-STEG Pyro

-6.0E+02

Figuur 3.1-13: Uitputting van fossiele brandstoffen, inclusief vermeden emissies.

Samenvattend blijkt het volgende uit de analyse van de vermeden emissies: - Tussen de vijf scenario's met een ongeveer even grote elektriciteitsopbrengst (RO, SVgis-WBO, SBioD-WBO, SVgis-Vgas-M en SBioD-Vgas-M) wijzigen de verhoudingen niet, met of zonder vermeden emissies. Vito – integrale milieustudies 2001


85

-

-

Voor de scenario's met een significant hogere elektriciteitsopbrengst (SVgis-VgasSTEG en SBioD-Vgas-STEG) betekent het in rekening brengen van een vermeden fossiele mix een belangrijke verbetering ten opzichte van de andere scenario's. Voor de geïntegreerde pyrolyse vormen de vermeden emissies een relatief nadeel, omdat de elektrische efficiëntie van dit systeem vrij laag is. Het effect van de vermeden emissies speelt hoofdzakelijk een rol in de impact categorieën "schade aan gezondheid door anorganische stoffen", "schade aan ecosysteem kwaliteit door verzuring en vermesting", en "uitputting van fossiele brandstoffen".

Voor warmte outputs kunnen op een analoge manier vermeden emissies berekend worden door uit te gaan van een aardgasketel met rendement van ongeveer 90%. In dit geval wordt het pyrolysesysteem sterk bevoordeeld. De referentie-emissies van zo'n ketel zijn te vinden in bijlage. 3.1.10 Sensitiviteitsanalyse: katalytische dioxinevangst in RO Het effect van de katalytische dioxinevangst is al in paragraaf 3.1.7 aangehaald. De dioxine emissies van een roosteroven met actieve kool injectie is een orde van grootte hoger dan met katalytische dioxinevangst. Hierdoor komt de impact in dezelfde grootteorde als de andere scenario’s. Ten opzichte van de norm (0,1 ng TEQ/Nm³) voldoen beide systemen ruimschoots. Op basis van een ruwe benadering van de blootstelling, blijkt dat de aangegeven emissie emt aktief koolinjectie slechts een beperkte bijdrage levert tot de totale blootstelling. Ten opzichte van andere impactcategorieën is kanker door dioxine, in de gebruikte Eco-indicator methodiek, van ondergeschikt belang. 3.1.11 Sensitiviteitsanalyse: eigen verbruik voor SBioD en O2 -productie Uit de bespreking van de basisanalyse is al af en toe gebleken dat aankoop van externe elektriciteit en van zuurstof een belangrijke bijkomende impact veroorzaken. Er is telkens uitgegaan van een externe aanvoer en productie van zuurstof. Bestaande voorbeelden zoals SVZ tonen aan dat de zuurstofproductie ook op de terreinen van de site zelf, met gebruik van de eigen opgewekte energie mogelijk is. In deze paragraaf wordt onderzocht in welke mate de basisresultaten beïnvloed worden, indien elektriciteit uit het afval aangewend wordt. In onderstaande figuren is telkens de impact zonder en met eigen O2 en elektriciteit weergegeven. Dit betekent dat de netto-elektriciteitsopbrengst zal dalen voor die scenario's waarin zuurstof en/of elektriciteit aangekocht wordt, zowel voor O2 productie als voor alle elektriciteitsverbruik binnen een scenario. Er wordt voor deze sensitiviteitsanalyse impliciet verondersteld dat de voorbehandelingstechnieken vlak bij de eindverwerkingstechnieken staan, zodat zij hun elektriciteit rechtstreeks kunnen betrekken van deze laatste. Voor de schade aan gezondheid door kankerverwekkende stoffen betekent dit een drastische reductie van de impact (Figuur 3.1-14). Het gebruik van elektriciteit uit afval komt vooral de route SBioD-WBO ten goede. Enkel de hoeveelheid RDF die aangeboden worden aan de vergassingsinstallatie blijft het verschil tussen SVgis en de overeenkomstige SBioD routes bepalen.



86


4.5E-05

RO SNCR 4.0E-05 [DALY]

RO SCR 3.5E-05

Svgis-WBO 3.0E-05

SBioD-WBO 2.5E-05

SVgis-Vgas-M 2.0E-05

SBioD-Vgas-M 1.5E-05

Svgis-Vgas-STEG 1.0E-05

SBioD-Vgas-STEG 5.0E-06

Pyro 0.0E+00 Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine)

Eigen O2 en elektriciteit

Figuur 3.1-14: Schade aan gezondheid door kankerverwekkende stoffen, vergelijking van de scenario’s, inclusief eigen O2 - en elektriciteitsvoorziening.

Voor de schade door anorganische stoffen verbetert de impact van de SBioD routes het meeste (Figuur 3.1-15), maar blijven de onderlinge verhoudingen ongeveer dezelfde. Enkel geïntegreerde pyrolyse wordt nu minder goed in vergelijking met de scenario's op basis van biologisch drogen. Schade aan humane gezondheid (Eco-indicator 99)

1.0E-04

RO SNCR

9.0E-05

RO SCR

[DALY]

8.0E-05

Svgis-WBO

7.0E-05

SBioD-WBO

6.0E-05

SVgis-Vgas-M

5.0E-05 4.0E-05

SBioD-Vgas-M

3.0E-05

Svgis-Vgas-STEG

2.0E-05

SBioD-Vgas-STEG

1.0E-05

Pyro

0.0E+00 Luchtwegen (anorganische stoffen)


Figuur 3.1-15: Schade aan gezondheid door anorganische stoffen, vergelijking van de scenario’s, inclusief eigen O2 - en elektriciteitsvoorziening.

De emissie van ecotoxische stoffen vermindert voor de SBioD routes ook aanzienlijk en verbetert de positie van het SBioD-WBO scenario (Figuur 3.1-16). De impact van pyrolyse vermindert ook, maar door de grotere zuurstofverbuiken bij vergassing is de impact van de SBioD-Vgas scenario's nu ongeveer gelijk aan de geïntegreerde pyrolyse.



87

impact op ecosystemen (Eco-indicator 99)

3.5E+00

RO SNCR 3.0E+00 [P DF /m ².a

RO SCR Svgis-WBO

2.5E+00

SBioD-WBO

2.0E+00

SVgis-Vgas-M 1.5E+00

SBioD-Vgas-M

1.0E+00


5.0E-01

Pyro 0.0E+00 Ecotoxische stoffen


Figuur 3.1-16: Impact op ecosystemen (ecotoxiciteit), vergelijking van de scenario’s, inclusief eigen O2 - en elektriciteitsvoorziening.

Voor de schade door verzuring en vermesting verbetert de impact van de SBioD routes het meeste (Figuur 3.1-17), maar blijven de onderlinge verhoudingen ongeveer dezelfde. Impact op ecosystemen (Eco-indicator 99)

6.0E+00

RO SNCR 5.0E+00 [P DF /m ².a

RO SCR Svgis-WBO

4.0E+00


3.0E+00



1.0E+00

Pyro 0.0E+00 Verzuring/ vermesting


Figuur 3.1-17: Impact op ecosystemen (verzuring/vermesting), vergelijking van de scenario’s, inclusief eigen O2 - en elektriciteitsvoorziening.

Uitputting van fossiele grondstoffen vermindert uiteraard wanneer energie uit afval gebruikt wordt om zuurstof te produceren. Hoe groter het zuurstofverbruik, hoe groter de daling van de impact indicator (Figuur 3.1-18).



88

Uitputting van grondstoffen (Eco-indicator 99)

1.2E+02

RO SNCR [M J su rpl us en er gi

1.0E+02

RO SCR Svgis-WBO

8.0E+01


6.0E+01



2.0E+01

Pyro 0.0E+00 Fossiele brandstoffen


Figuur 3.1-18: Uitputting van fossiele grondstoffen, vergelijking van de scenario’s inclusief eigen O2 - en elektriciteitsvoorziening.

Samenvattend: - Het effect van eigen O2 productie en eigen elektriciteitsverbruik speelt voornamelijk een rol bij de scenario's die uitgaan van Biologisch Drogen/Scheiden (SBioD). - Het scenario SBioD-WBO verbetert aanzienlijk voor impacts veroorzaakt door kankerverwekkende stoffen en ecotoxische stoffen. - Voor de impact door anorganische stoffen en door verzuring/vermesting verbeteren de SBioD-Vgas routes ten koste van de geïntegreerde pyrolyse. - RO SCR en de SVgis scenario's blijven meestal de laagste impact behouden. - Het CaOH en N2 verbruik in de wervelbed- en in de vergassingsinstallatie speelt –na eliminatie van de impact door O2 aanmaak- in het nadeel van de SBioD scenario's die meer RDF per ton afval produceren. Elektrische efficiëntie Eigen zuurstofproductie resulteert in een significant lagere netto-energetische opbrengst voor de vergassings- en pyrolyse scenario's. Voor de scenario’s SVgis-Vgas is er omgerekend 36 kWh/t afval nodig voor de aanmaak van de nodige O2 , voor SBioD-Vgas 69 kWh/t en voor Pyro 47 kWh/t. In deze sensitiviteitsanalyse veronderstellen we ook dat het elektrische verbruik van 100 kWh/t afval voor de voorbehandeling SBioD ook een intern verbruik is. De (elektrische) efficiëntie van de verschillende verwerkingsscenario's, rekening houdend met dit extra verbruik, is weergegeven in Tabel 3-5. De netto-elektriciteitsproductie neemt uiteraard af, evenals de elektrische efficiëntie, maar de rangschikking wijzigt niet ten opzichte van de basisanalyse (zie Tabel 3-3). Tabel 3-5: Netto elektriciteitsproductie per scenario, eigen O2 productie RO SNCR

RO SCR

SVgisWBO

SBioDWBO

480 1.7

475 1.7

477 1.7

432 1.6

Netto-elektricteitsproductie kWh/t El-productie afval GJ/t


SVgis- SbioDVgas- VgasM M 440 369 1.6 1.3

SVgis- SBioDVgas- VgasSTEG STEG 560 558 2.0 2.0


Pyro

135 0.5

89

Cal. Waarde afval Brandstoffen ηel

GJ/t GJ/t

8.5 0.02

8.5 0.3

20.0% 19.1%

8.53 0.02

8.53 0.2

8.53 0.2

8.53 0.2

8.53 0.1

8.53 0.2

8.53 0.2

20.1%

17.9%

18.1%

15.1%

23.3%

22.9%

5.6%

3.1.12 Sensitiviteitsanalyse : verbranding van slibkoek SVgis De RDFmix van het SVgis-systeem wordt samengesteld op basis van het voorafgescheiden RDF en reststromen van de nascheidingsstappen. Zuivering van waterstromen die in de nascheiding worden gebuirkt geeft aanleiding tot vorming van een slibkoek. In de basisanalyse wordt verondersteld dat de slibkoek wordt gestort. Bij inwerkingtreding van de nieuwe Europese stortrichtlijn zal dit echter niet langer toegelaten zijn. In deze paragraaf wordt daarom het effect bestudeerd van meeverbranden van de slibkoek. Er wordt verondersteld dat het materiaal mee gemengd wordt in de RDFmix. Deze route lijkt het meest aangewezen. In Tabel 3-6 wordt het effect op de eigenschappen van de RDFmix en de hoeveelheid te storten residu aangegeven. De hoeveelheid RDFmix neemt toe en de calorische waarde daalt. Belangrijk is evenwel ook de impact op de totale hoeveelheid te storten residu. Dit aspect wordt voor de basisanalyse besproken in §3.2.

Tabel 3-6 : effect verbranding slibkoek SVgis op RDFmix en te storten residu

massa RDFmix (kg/ton HHA) LHV RDFmix (MJ/kg) te storten residu (kg/ton HHA)

basis 308 16.5 154

sens. verbr. slibkoek 390 13.7 72

Vermits de totale hoeveelheid RDF voor thermische verwerking toeneemt, stijgen ook de milieu-impacts voor de SVgis-scenario's. De stijging is echter niet van dergelijke orde dat de onderlinge volgorde tussen de scenario's wijzigt. Ter illustratie worden in Figuur 3.1-19 en Figuur 3.1-20 de aangepaste impacts voor de categorieën schade aan humane gezondheid en verstoring van ecosystemen gegeven. Deze dienen te worden vergeleken met resp. Figuur 3.1-3 en Figuur 3.1-5.



90


1,0E-04 9,0E-05

3,00E-08 2,50E-08

[DALY]

8,0E-05

RO SNCR

2,00E-08 1,50E-08

7,0E-05

RO SCR

1,00E-08

Svgis-WBO

5,00E-09

6,0E-05

0,00E+00

SBioD-WBO

Kanker door dioxine-emissie

SVgis-Vgas-M

5,0E-05

SBioD-Vgas-M

4,0E-05


3,0E-05 Pyro

2,0E-05 1,0E-05 0,0E+00 Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine)


Luchtwegen (anorganische stoffen)

Figuur 3.1-19 : schade aan humane gezondheid, inclusief verbranding slibkoek SVgis Kwaliteit ecosystemen (Eco-indicator 99)

[PDF/m².a]

5,0E+00 4,5E+00

RO SNCR

4,0E+00

RO SCR

3,5E+00

Svgis-WBO

3,0E+00

SBioD-WBO

2,5E+00

SVgis-Vgas-M

2,0E+00

SBioD-Vgas-M

1,5E+00

Svgis-Vgas-STEG

1,0E+00

SBioD-Vgas-STEG

5,0E-01

Pyro

0,0E+00 Ecotoxische stoffen

Verzuring/ vermesting

Landgebruik

Figuur 3.1-20 : verstoring van ecosystemen, inclusief verbranding slibkoek SVgis

Vermits de onzekerheid op de C-balans daalt, verkleint ook de onzekerheid op de impact van de SVgis-scenario's voor de categorie schade aan humane gezondheid. Dit wordt geïllustreerd in Figuur 3.1-21.



91


6,0E-04

[DALY]

5,0E-04

RO SNCR

Maximum impact indien het residu CH4 vormt

RO SCR Svgis-WBO

4,0E-04

SBioD-WBO 3,0E-04


2,0E-04

Svgis-Vgas-STEG 1,0E-04


0,0E+00 Broeikaseffect

Figuur 3.1-21 : schade aan gezondheid door broeikasgassen, impact inclusief verbranding slibkoek SVgis

De wijziging van de eigenschappen van het RDF heeft een effect op de elektrische efficiëntie van de SVgis-scenario's. De aangepaste gegevens voor elektriciteitsproductie worden gegeven in Tabel 3-7. Tabel 3-7: Netto-elektriciteitsproductie per scenario. RO SNCR Netto-elektricteitsproductie Netto-elektricteitsproductie Cal. Waarde afval Brandstoffen ηel

KWh/t GJ/t GJ/t GJ/t

RO SCR

480 1.7 8.5 0.02

475 1.7 8.5 0.3

20.0%

19.1%

SVgis- SBioD- SVgis- SbioDWBO WBO Vgas- VgasM M 496 432 527 438 1.8 1.6 1.9 1.6 8.5 8.5 8.5 8.5 0.02 0.2 0.2 0.2 20.9%

17.9%

21.7%

18.0%

SVgisVgasSTEG 665 2.4 8.5 0.1

SBioDVgasSTEG 627 2.3 8.5 0.2

Pyro

27.7%

25.7%

7.5%

182 0.7 8.5 0.2

Het meeverbranden van de slibkoek zorgt voor een verhoogd netto elektrisch rendement van de SVgis-Vgas-scenario’s. Met gasmotor en STEG wordt een netto rendement van respectievelijk 21,7 en 27,7% gehaald. Deze rendementen liggen enkele procenten hoger dan deze van de SBioD-Vgas scenario’s (resp. 18,0% en 25,7%). 3.1.13 Sensitiviteitsanalyse: transport van hulpstoffen, reststoffen en RDF In de studie wordt de aanvoer van afval naar de verschillende verwerkingseenheden niet beschouwd. Transport van hulpstoffen en RDF, en de afvoer van restfracties wordt als sensitiviteitsanalyse in de studie opgenomen. Eerst wordt nagegaan of de invloed van transport significant is en of impacts van transport de verhoudingen tussen de verschillende scenario’s beïnvloedt. Aangenomen wordt dat zowel hulpstoffen (inclusief zuurstof), reststoffen en RDF worden getransporteerd met vrachtwagens. Indien er nu van uitgegaan wordt dat elke van deze



92

fracties over maximaal 50 km hoeft getransporteerd te worden, kan de bijkomende impact berekend worden voor elk scenario. Details over het transport zijn te vinden in bijlage. Globaal gezien is de bijkomende impact voor 50 km transport significant voor de impact categorieën "schade aan de luchtwegen, door emissie van organische en anorganische stoffen" en voor "verzuring en vermesting". Maar al bij al wijzigt de rangschikking niet. Enkel de geïntegreerde pyrolyse, waar geen transport van RDF nodig is, verbetert relatief ten opzichte van de andere scenario's. De resultaten voor anorganische stoffen en voor verzuring en vermesting zijn weergegeven in figuren 3-19 en 3-20. Schade aan humane gezondheid (Eco-indicator 99)

1.2E-04

[DALY]

1.0E-04 Luchtwegen (anorganische stoffen) Transport 8.0E-05

6.0E-05

4.0E-05 Luchtwegen (anorganische stoffen) 2.0E-05

0.0E+00 RO SNCR

RO SCR

Svgis- SBioD- SVgis- SBioD- Svgis- SBioDWBO WBO Vgas-M Vgas-M Vgas- VgasSTEG STEG

Pyro

Figuur 3.1-22: Schade aan gezondheid door anorganische stoffen, vergelijking van de scenario’s inclusief transport.

Impact op ecosystemen (Eco-indicator 99) 6.0E+00

5.0E+00 [P DF /m ².a

Verzuring/ vermesting Transport 4.0E+00

3.0E+00

2.0E+00 Verzuring/ vermesting 1.0E+00

0.0E+00 RO SNCR

RO SCR

Svgis- SBioD- SVgis- SBioD- Svgis- SBioDWBO WBO Vgas-M Vgas-M Vgas- VgasSTEG STEG

Pyro

Figuur 3.1-23: Impact op ecosystemen, vergelijking van de scenario’s inclusief transport.



93

Gezien dit maximale transportscenario geen grote verschuivingen met zich meebrengt, is de invloed van transport, en een parametrisatie van transportafstanden niet verder bekeken. Belangrijkst conclusie is dat een geïntegreerde pyrolyse relatief beter wordt, omdat net zoals bij de roosteroven geen grote hoeveelheden RDF moeten getransporteerd worden.



94

3.1.14 Conclusies Om uit de milieuvergelijking van de verschillende verwerkingsscenario's de juiste conclusies te trekken, is het belangrijk dat alle aannames en randvoorwaarden van de milieu analyse niet uit het oog verloren worden: - De hoeveelheid RDF uit de voorbehandelingstechnieken bepaalt gedeeltelijk de verschillen in milieu-impact, omdat de functionele eenheid 1 ton afval is. - De systeemgrenzen: hulpstoffen, brandstoffen en emissies vormen de basis van de milieu-analyse; vermeden emissies door materiaalrecuperatie en energieproductie worden apart besproken; transport en infrastructuur wordt niet meegerekend. - In de methodiek van Eco-indicator 99 zijn anorganische stoffen, broeikasgassen en sommige zware metalen van doorslaggevend belang. De meeste aandacht dient dus te gaan naar de impactcategorieën "kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine)", "luchtwegen via anorganische stoffen", "ecotoxiciteit", "verzuring en vermesting", en "uitputting van fossiele grondstoffen". Dioxines en organische stoffen zijn van minder belang. Impacts door ozonafbrekende stoffen, radioactieve stoffen, door uitputting van minerale grondstoffen en via landgebruik zijn verwaarloosbaar. Voor de kleurbepaling in Tabel 3-8 is per impactcategorie de verwerkingsroute met de hoogste milieu-impact of -in geval van elektriciteit of thermische energie- met de laagste opbrengst, op 100% gezet. De andere verwerkingsscenario’s zijn per impactcategorie relatief ten opzichte van deze 100% uitgedrukt. Bovendien is voor de eenvoud een onderverdeling gemaakt in 4 categorieën: - de tabelvakjes zijn rood voor impacts tussen 75% en 100%; - de tabelvakjes zijn grijs voor impacts tussen 50% en 75%; - de tabelvakjes zijn wit voor impacts tussen 25% en 50%; - de tabelvakjes zijn groen voor impacts tussen 0% en 25%. Impact categorieën met een relatief kleine absolute impact volgens de eco-indicator methodiek (zoals schade door organische stoffen, kanker door dioxines, ozonlaagaantasting, radioactieve stoffen, landgebruik en uitputting van minerale grondstoffen), worden cursief gezet. De grootte van de impact kan per impactcategorie (horizontaal) vergeleken worden. Impacts kunnen echter niet altijd verticaal vergeleken of opgeteld worden (andere eenheden voor de gekarakteriseerde impacts) Deze tabel staat toe op een relatief eenvoudige wijze de zwakke en sterke kanten van elk scenario te identificeren, en om een globaal overzicht te krijgen. - De SBioD-Vgas routes hebben vaak de hoogste impact in de basisanalyse. - SVgis-WBO, en RO SCR komen voordelig uit de basisanalyse.



95

RO SNCR Menselijke gezondheid [DALY] Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1.91E-06 Luchtwegen (anorganische stoffen) 8.12E-05 Broeikaseffect 1.78E-04 Kanker door dioxine-emissie 2.66E-08 Luchtwegen (organische stoffen) 2.81E-08 Radioactieve straling 4.68E-09 Ozonlaagaantasting 4.26E-09 Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen 3.22E+00 Verzuring/ vermesting 4.68E+00 Landgebruik 7.73E-02 Uitputting [MJ surlpus energy] Fossiele brandstoffen 1.93E+01 Mineralen 1.59E-02 Energie [MJ] Energie brandstof -1.71E+01 Energie elektriciteit 1.73E+03 Energie thermisch 0.00E+00

RO SCR

SVgis-WBO SBioD-WBO

SVgis-VgasM

SBioDVgas-M

SVgis-VgasSBioDSTEG Vgas-STEG

Pyro

1.75E-06 3.68E-05 1.81E-04 1.86E-08 1.25E-08 1.35E-09 1.92E-09

1.16E-06 4.83E-05 1.14E-04 7.31E-09 4.22E-08 3.61E-09 1.86E-09

1.88E-05 8.07E-05 1.78E-04 1.28E-09 5.85E-08 3.77E-09 4.41E-09

1.22E-05 4.58E-05 1.23E-04 1.01E-08 6.28E-08 5.36E-08 8.33E-09

4.06E-05 9.35E-05 1.91E-04 6.73E-09 9.23E-08 1.02E-07 1.73E-08

1.03E-05 4.18E-05 1.29E-04 7.43E-09 6.08E-08 5.36E-08 8.33E-09

3.69E-05 8.08E-05 1.75E-04 1.58E-09 8.85E-08 1.02E-07 1.73E-08

1.46E-05 7.57E-05 1.43E-04 5.26E-09 8.54E-08 1.69E-08 1.30E-08

3.13E+00 2.11E+00 3.58E-02

4.95E-01 2.79E+00 6.32E-02

1.15E+00 4.41E+00 7.83E-02

7.86E-01 2.01E+00 4.55E-01

2.24E+00 3.93E+00 8.58E-01

6.68E-01 1.80E+00 4.55E-01

2.02E+00 3.26E+00 8.58E-01

1.08E+00 3.54E+00 1.82E-01

4.98E+01 4.85E-03

9.56E+00 1.37E-02

5.95E+01 1.53E-02

3.01E+01 9.97E-02

1.02E+02 1.86E-01

3.01E+01 9.97E-02

1.02E+02 1.86E-01

5.27E+01 4.01E-02

-3.07E+02 1.71E+03 0.00E+00

-6.16E+00 1.72E+03 0.00E+00

-1.57E+02 1.56E+03 0.00E+00

-2.54E+01 1.72E+03 2.32E+03

-1.97E+02 1.58E+03 3.70E+03

-2.52E+01 2.15E+03 4.92E+01

-1.97E+02 2.26E+03 9.49E+01

-8.62E+01 6.55E+02 3.72E+03

Tabel 3-8: Vergelijking van de gekarakteriseerde totale milieu-impact van de verschillende verwerkingsroutes – basisanalyse



96

RO SNCR Menselijke gezondheid [DALY] Kankerverwekkende stoffen (excl. 1.91E-06 dioxine) Luchtwegen (anorganische stoffen) 8.12E-05 Broeikaseffect 1.78E-04 Kanker door dioxine-emissie 2.66E-08 Luchtwegen (organische stoffen) 2.81E-08 Radioactieve straling 4.68E-09 Ozonlaagaantasting 4.26E-09 Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen 3.22E+00 Verzuring/ vermesting 4.68E+00 Landgebruik 7.73E-02 Uitputting [MJ surlpus energy] Fossiele brandstoffen 1.93E+01 Mineralen 1.59E-02 Energie [MJ] Energie brandstof -1.71E+01 Energie elektriciteit 1.73E+03 Energie thermisch 0.00E+00

RO SCR

SVgis-WBO

SBioDWBO

SVgis-VgasM

SBioDVgas-M

SVgis-VgasSBioDSTEG Vgas-STEG

1.75E-06

1.16E-06

1.53E-06

5.69E-06

1.08E-05

3.78E-06

7.10E-06

6.08E-06

3.68E-05 1.81E-04 1.86E-08 1.25E-08 1.35E-09 1.92E-09

4.83E-05 1.14E-04 7.31E-09 4.22E-08 3.61E-09 1.86E-09

6.22E-05 1.70E-04 1.28E-09 4.41E-08 3.77E-09 1.89E-09

3.65E-05 1.19E-04 1.01E-08 4.98E-08 5.36E-08 4.96E-09

5.69E-05 1.76E-04 6.73E-09 5.28E-08 1.02E-07 8.24E-09

3.24E-05 1.26E-04 7.43E-09 4.78E-08 5.36E-08 4.96E-09

4.42E-05 1.60E-04 1.58E-09 4.90E-08 1.02E-07 8.24E-09

6.33E-05 1.38E-04 5.26E-09 6.82E-08 1.69E-08 8.54E-09

3.13E+00 2.11E+00 3.58E-02

4.95E-01 2.79E+00 6.32E-02

3.64E-01 3.80E+00 7.83E-02

3.89E-01 1.74E+00 4.55E-01

6.88E-01 2.80E+00 8.58E-01

2.71E-01 1.53E+00 4.55E-01

4.60E-01 2.13E+00 8.58E-01

5.59E-01 3.18E+00 1.82E-01

4.98E+01 4.85E-03

9.56E+00 1.37E-02

3.27E+01 1.53E-02

1.86E+01 9.97E-02

5.34E+01 1.86E-01

1.86E+01 9.97E-02

5.34E+01 1.86E-01

3.75E+01 4.01E-02

-3.07E+02 1.71E+03 0.00E+00

-6.16E+00 1.72E+03 0.00E+00

-1.57E+02 1.56E+03 0.00E+00

-2.54E+01 1.59E+03 2.32E+03

-1.97E+02 1.33E+03 3.70E+03

-2.52E+01 2.02E+03 4.91E+01

-196.7 2.01E+03 94.8517

-8.62E+01 4.84E+02 3.72E+03

Tabel 3-9: Vergelijking van de gekarakteriseerde totale milieu-impact van de verschillende verwerkingsroutes (eigen O2 en elektriciteit).



Pyro

97

Analoog is in Tabel 3-9 voor de sensitiviteitsanalyse "eigen O2 en elektriciteit" per impactcategorie de verwerkingsroute met de hoogste milieu-impact of -in geval van elektriciteit of thermische energie- met de laagste opbrengst, op 100% gezet. De andere verwerkingsscenario’s zijn per impactcategorie relatief ten opzichte van deze 100% uitgedrukt. Deze vergelijking wijst op volgende punten: - De wervelbed scenario's en RO blijven het vaakst met de laagste impact uit de analyse te komen. - SBioD-Vgas-M blijft het minst goed in veel impact categorieën. Ook voor de vermeden emissies kunnen soortgelijke tabellen opgesteld worden, zij het dan met minder impactcategorieën. In Tabel 3-10 en Tabel 3-11 wordt een vergelijking gemaakt van de milieu impact van de verschillende scenario's in de veronderstelling dat emissies van elektriciteitsproductie vermeden worden. Deze vergelijking wordt respectievelijk gemaakt voor energie uit een fossiel park en een STEG. Op basis van deze tabellen blijkt: - in rekening brengen van emissies van een fossiel park heeft een groter effect dan deze van een STEG - voor vermeden emissies van STEG is de score van de SBioD-Vgas scnario’s vergelijkbaar aan deze van de RO-SNCR. Voor vermeden fossiele emissies is de score van de eerste beter. - vooral de Vgas-STEG-scenario’s verbeteren hun score door in rekening brengen van vermeden emissies. Voor Vgas-M is het effect kleiner. - pyro gaat relatief gezien achteruit omwille van de beperkte electrische efficiëntie



98

RO SNCR RO SCR

Menselijke gezondheid [DALY] Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Energie [MJ] Fossiele brandstoffen

SVgisWBO

SBioDWBO

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

SVgisVgas-STEG

SBioDVgasSTEG

-9.13E-06 -9.43E-06 -1.01E-05 8.67E-06 9.69E-07 3.03E-05 -3.76E-06 2.22E-05 -6.08E-05 -1.06E-04 -9.51E-05 -4.90E-05 -9.70E-05 -3.81E-05 -1.37E-04 -1.07E-04 1.10E-04 1.10E-04 4.22E-05 1.13E-04 5.16E-05 1.25E-04 4.02E-05 8.12E-05 2.93E+00 2.83E+00 1.89E-01 5.14E-01 -2.12E+00 -1.46E+00

8.75E-01 5.66E-01

Pyro

1.04E-05 2.10E-05 1.16E-04

4.81E-01 1.96E+00 2.87E-01 1.61E+00 9.68E-01 -2.22E+00 3.20E-02 -3.50E+00 -2.31E+00 1.93E+00

-2.64E+02 -2.30E+02 -2.72E+02 -1.95E+02 -2.50E+02 -1.56E+02 -3.21E+02 -2.67E+02 -5.46E+01

Tabel 3-10: Vergelijking van de gekarakteriseerde totale milieu-impact van de verschillende verwerkingsroutes (vermeden emissies van een fossiel park inbegrepen).

Menselijke gezondheid [DALY] Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Energie [MJ] Fossiele brandstoffen

RO SNCR

RO SCR

SVgisWBO

SBioDWBO

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

SVgisVgasSTEG

SBioDVgasSTEG

Pyro

2.16E-06 7.42E-05 1.42E-04

1.75E-06 2.78E-05 1.41E-04

1.16E-06 3.93E-05 7.34E-05

1.88E-05 7.26E-05 1.42E-04

1.22E-05 3.69E-05 8.27E-05

4.06E-05 8.52E-05 1.54E-04

1.03E-05 3.06E-05 7.92E-05

3.69E-05 6.90E-05 1.22E-04

1.46E-05 7.22E-05 1.28E-04

3.23E+00 4.20E+00

3.13E+00 1.53E+00

4.95E-01 2.21E+00

1.15E+00 7.86E-01 3.88E+00 1.43E+00

2.24E+00 3.40E+00

6.68E-01 2.02E+00 1.08E+00 2.50E+00

1.08E+00 3.32E+00

-4.61E+02 -4.25E+02 -4.68E+02 -3.73E+02 -4.46E+02 -3.36E+02 -5.65E+02 -5.24E+02 -1.29E+02

Tabel 3-11: Vergelijking van de gekarakteriseerde totale milieu-impact van de verschillende verwerkingsroutes (vermeden emissies van een STEG inbegrepen).



99

Algemeen kunnen voor het luik Milieu en Energie de volgende besluiten geformuleerd worden. De milieu-impact van de roosteroven verschilt sterk voor een installatie met SNCR t.o.v. een installatie met SCR. De laatste heeft een beduidend lagere milieu-impact en neemt een gemiddelde positie in t.o.v. de andere scenario's. Op vlak van DeNOx zijn de overige thermische verwerkingssystemen (WBO, M) uitgerust met een SNCR. In de gevolgde benadering wordt de impact bekeken per ton HHA-input. Technieken waarbij de te verbranden fractie wordt geminimaliseerd, resulteren dan ook in een lagere impact voor de emissiegebonden categorieën. De scenario's met SVgis als voorbehandeling hebben zo een lage impact voor de categorieën die gecorreleerd zijn met NOx , SOx , en zure emissies, een effect van de maximale beperking van de hoeveelheid te verbranden materiaal. Anderzijds bevatten de geproduceerde restfracties koolstof. De impact van de koolstofgebonden categorieën (voornamelijk broeikaseffect) is sterk afhankelijk van de eindbestemming die aan deze koolstof wordt gegeven. Indien wordt verondersteld dat al de koolstof uit restmaterialen wordt omgezet tot methaan, heeft de SVgis-techniek een zeer grote impact in deze categorie. Wanneer wordt uitgegaan van verbranding van de geproduceerde slibkoek in plaats van storten verhoogt de milieu-impact van de SVgis-scenario’s gering. Anderzijds daalt te hoeveelheid te storten materiaal met de helft en neemt het netto elektrisch rendement toe. De scenario's met SBioD hebben een algemeen een grotere milieu-impact dan de vergelijkbare scenario's met SVgis omwille van 2 factoren. 1. De voorbehandeling is gericht op maximale brandstofproductie, wat resulteert in hogere emissies (en dus impacts) per ton HHA-input in de thermische eindverwerking 2. Er wordt uitgegaan van de veronderstelling dat de SBioD-installatie extern elektriciteit aankoopt. Wanneer uitgegaan wordt van eigen elektriciteitsproductie (mogelijk afgenomen van een nageschakelde thermische techniek), verbetert de impact beduidend. Algemeen leidt de veronderstelling van eigen zuurstof- en energieproductie tot een verbetering van de 'alternatieve' scenario's t.o.v. het RO-SNCR-scenario. Via de vergasser kan een beduidend hogere energie-opbrengst behaald worden dan met de andere technieken. Dit resulteert in een verhoogd netto rendement voor de scenario's met vergassing, gecombineerd met een gasturbine. De andere gecombineerde scenario's hebben een vergelijkbaar energetisch rendement van ongeveer 20%. De geïntegreerde pyrolyse heeft een laag rendement van 7%. De optimale combinatie van technieken op vlak van energetisch rendement is afhankelijk van de effectieve syngasopbrengst in de praktijk. Onder de huidig opgegeven syngasopbrengst heeft het scenario SBioD-Vgas-STEG het hoogste energetisch rendement. In de voorgaande besluiten werd enkel rekening gehouden met directe emissies en emissies van gebruikte hulpstoffen en brandstoffen. Indien ook de vermeden emissies in rekening worden gebracht resulteert dit in een gevoelige verbetering voor de Vgas-STEG-scenario's.



100

De relatieve verhoudingen tussen de andere gecombineerde scenario's blijven gelijk, vermits de energetische rendementen gelijkaardig zijn. De relatieve score van de geïntegreerde pyrolyse verslechtert omwille van het lage energetische rendement.



101

3.2 Materiaalrecuperatie Het aspect materiaalrecuperatie wordt geëvalueerd op basis van de geproduceerde hoeveelheden herbruikbaar materiaal enerzijds, en de (milieuhygiënische) kwaliteit van deze fracties anderzijds. Naast de productie van het materiaal op zich is immers ook de toepassingmogelijkheid van belang. Het huishoudelijk afval bevat drie fracties die voor hergebruik in aanmerking kunnen komen: - ferrometaal : stalen en ijzeren voorwerpen en onderdelen - non-ferrometaal : voorwerpen en onderdelen in aluminium, koper, lood,.. - inerten : zand, grind, stenen, vezels en niet-brandbare minerale materialen Afhankelijk van het gekozen behandelingsscenario zullen deze drie stromen met verschillende zuiverheid en in verschillende hoeveelheden afgescheiden worden. In de thermische verwerkingsroutes ondergaan de materialen mogelijk omzettingen zoals oxidatie, chloridevorming, smelten en verglazen, … Daarnaast produceren de verwerkingsinstallaties verschillende restproducten. Dit zijn doorgaans eindproducten van zuiveringsstappen, met toevoeging van additieven. De geproduceerde hoeveelheden variëren voor de verschillende scenario's. Doorgaans dienen deze materialen te worden gestort. In dit hoofdstuk worden de aspecten hoeveelheid, kwaliteit en toepasbaarheid geëvalueerd. De geproduceerde hoeveelheden (rest)producten worden weergegeven in Tabel 3-12. De hoeveelheden worden uitgedrukt in kg per ton (nat) afvalinput. Voor de kolommen WBO en Vgas betekent dit kg per ton RDF-input. Hierbij wordt onderscheid gemaakt tussen energetisch valoriseerbare en niet-energetisch valoriseerbare fracties. Onder deze laatste categorie vallen: ferrometalen, non-ferrometalen, inerten, residu’s en afvalwater. De indeling in ‘inerten’ geeft geen rechtstreekse aanwijzing voor de recupereerbaarheid (of milieuhygiënische kwaliteit) van het materiaal. Dit aspect wordt besproken in de paragraaf 3.3.4. De input van de verschillende materiaalfracties wordt afgeleid uit de opgegeven afvalsamenstelling (zie hoofdstuk 1). Het aandeel ferro en non-ferro in de inputstroom bedraagt resp. 43.4 en 7.2 kg/ton HHA. Het inertgehalte wordt afgeleid uit het gewogen gemiddelde asgehalte. Het totaal gehalte as per ton nat HHA bedraagt 127.8 kg. Opgemerkt dient te worden dat de uitgangssamenstelling een hoog watergehalte en relatief laag asgehalte bevat, in vergelijking met het huidige gemiddelde afvalaanbod in Vlaanderen. Voor de verwerkingstechnieken RO+BA, SVgis, SBioD, Pyro werd de inertbalans gecontroleerd en indien nodig werden de hoeveelheden van de verschillende fracties gecorrigeerd om tot een sluitende balans te komen. Voor WBO en Vgas werden de getallen overgenomen, zoals opgegeven door de leveranciers. Deze gebruikten een eigen (en verschillende) RDF-samenstelling. Omzetting naar de hier toepasselijke RDF-samenstelling is opgenomen in §3.3.7.



102

Tabel 3-12 : massabalans van gevormde producten, in kg/ton input Product

(in kg/ton input)

energetisch valoriseerbare fractie biogas synthesegas RDF licht residu houterige fractie niet energetisch valoriseerbare fracties ferro totaal

Input

RO + BA

totaal

Pyro

43.4

25.6

257.2 37.3 14

460

32

32

32

32

25.6

7.2

3.1

6.3

8

5.5

127.8

159.5

205.8

48.6

128

bodemas 0-2 mm

92.9

bodemas 2-6 mm

26.6

bodemas 6-50 mm

40

51.7

zand

84.2

vezels

69.9 128

41.3

97.4

0

23

330

18.3

71

15.4

12

43

4

cycloonas ketelas

330

48.6

glasgranulaat

rookgasreiniging

25

25

inerten

totaal

Vgas

34.5

bodemas + ketelas

residu

WBO

1.250 m³/ton

Uit asbehandeling

inerten

SBioD

117.5

Uit voorbehandeling

non-ferro

SVgis

28 7.5

rookgasreiniging + ketelas onverbrand

10.8

uit zandopwerking

14.9

slibkoek

82.5

beladen adsorbens

6.3

strooizout

afvalwater

11.4

0

261

0

0

0

0

3.2.1 Energetisch valoriseerbare fracties De energetisch valoriseerbare fracties zijn biogas, synthesegas en de verschillende RDFtypes. Het SVgis-systeem vormt biogas en 3 vaste reststromen met relatief hoge calorische waarde. Met oog op thermische valorisatie worden de stromen ‘RDF’, ‘licht residu’ en ‘houterige fractie’ samengevoegd tot een RDFmix. De totale hoeveelheid RDFmix bedraagt 308.5 kg/ton input. De hoeveelheid biogas 117.5kg/ton input.



103

Het SBioD-systeem produceert een enkelvoudige RDF-fractie, in een hoeveelheid van 460 kg/ton afvalinput. Enkele eigenschappen van de beide RDF-types worden gegeven in Tabel 3-13. Beide materialen hebben een gelijkaardige calorische waarde (LHV) en as-gehalte (op DS-basis), doch een verschillend watergehalte. De aard van de brandstoffen is dan ook zeer verschillend. De RDFmix van SVgis is grotendeels een voorafgescheiden papier- en kunststoffractie (zie § 2.2.3). Het RDF van SBioD is gedroogd restafval, waaruit inerten en metalen zijn afgescheiden. Het verschil in geproduceerde hoeveelheid wordt eveneens verklaard door de verschillende aard en productiewijze van het RDF. In paragraaf 3.3.7 wordt verder ingegaan op het asgehalte van deze brandstoffen en hun gedrag bij thermische valorisatie. Het RDF van SBioD heeft omwille van zijn hoger DS-gehalte een beduidend betere handelbaarheid en stockeerbaarheid. Het materiaal kan makkelijk verladen worden en gedurende lange tijd gestockeerd zonder kwaliteitsverlies.

LHV MJ/kg DS % as % op DS productie kg/ton HHA

SVgis 16,5 68 20 308

SBioD 16,5 85 18,7 460

Tabel 3-13 : eigenschappen RDF-fracties

Voor het Pyro+M-systeem wordt geen productie van syngas aangegeven, vermits het geproduceerde gas in het (geïntegreerde) systeem onmiddellijk wordt verwerkt in de gasmotoren. In de pyrolysetrommel wordt pyrolysecokes gevormd, dat verder wordt verbruikt in de HTR. De hoeveelheid cokes bedraagt 183 kg per ton afval, zij hebben een OVW van 8.6 MJ/kg. De vergasser produceert 1.250m³ synthesegas per ton RDF input. 3.2.2 Ferro. 3.2.2.1 hoeveelheid De gerapporteerde hoeveelheden ferrofractie zijn vergelijkbaar voor Pyro, SVgis en SBioD. De hoeveelheid voor RO+BA werd berekend op basis van praktijkgegevens (verhouding ferro/inert) in de referentie-installatie. Dit resulteert waarschijnlijk in een onderschatting van de theoretische hoeveelheid. De gerecupereerde hoeveelheid bedraagt 55-80% van de 43kg die in de afvalinput werden opgegeven. Een onderscheid dient gemaakt te worden op basis van de kwaliteit van de gerecupereerde fracties. De leverancier van het Pyro-systeem geeft aan dat 80% van het aanwezige ferro gerecupereerd kan worden in een voorscheiding en vrijwel al de rest in de nascheiding op de pyrolysecokes. Voor verdere berekening werd voor het pyro-scenario uitgegaan van een globaal afscheidingsrendement van 80%.



104

3.2.2.2 kwaliteit - zuiverheid De ferrofractie wordt afgescheiden m.b.v. een overbandmagneet. Bij toepassing van deze scheiding op een niet-behandelde afvalstroom, worden ook vele onzuiverheden mee afgescheiden. Het betreft in de eerste plaats samengestelde voorwerpen met een grote ferrofractie, zoals schroevendraaiers, kroonkurken, verfblikken,…De ferrostroom bevat onzuiverheden als hout, plastiek, karton, … Bij ferroscheiding op een thermisch behandelde afvalstroom komen dit type van verontreiniging niet of minder voor. Om deze reden worden beide stromen afzonderlijk vermeld. Op basis van de gegevens van de leveranciers is het niet mogelijk een kwantitatief onderscheid te maken tussen de zuiverheid van de verschillende ferrostromen. Er werden geen gegevens omtrent zuiverheid (% verontreiniging) van de eigen fracties verstrekt. De zuiverheidsgraad van ferro uit mechanische scheiding van huisvuil werd getest door de recyclinginstallatie te Zoetermeer, NL. Een staal- en blikmonster werd afgescheiden door een overbandmagneet uit een (niet-verkleinde) huisvuilstroom. Op basis van het gloeiverlies op natte basis werd geconcludeerd dat de monsters resp. 12.5% en 7.5% verontreinigingen bevatten. De leverancier van het SVgis-systeem gaat voor de modelberekeningen uit van een zuiverheid van ca. 75% Fe (nat/nat) na de eerste afscheiding (bovenbandmagneet). Dit wordt opgetrokken tot 85% bij een tweede scheiding.

3.2.2.3 afzetmogelijkheid Het verschil in zuiverheid resulteert in een verschillende afzetprijs voor de ferrofractie. Zowel ‘thermisch-gereinigd’ als ‘niet-thermisch gereinigd’ ferro wordt afgezet in de staalproductie, via de schroothandelaars. De afzetprijs wordt hier in de eerste plaats bepaald door het % onzuiverheden. De stortkost voor de aanwezige onzuiverheden wordt door de schroothandelaar doorgerekend aan de aanbieder. De leverancier van het SBioD-systeem kan een afzetgarantie voorleggen voor de ferrofractie aan een afzetprijs van 80 Hfl/ton = 1.4 BEF/kg. De prijzen voor zuiver ferro worden bepaald door de beurs en zijn afhankelijk van de materiaalkwaliteit. Men onderscheidt verschillende klasse o.a.: fontes de 1er choix, tôleries noires, tôleries blanches,… De ferro-fractie uit de RO-bodemasbehandeling valt onder de productcategorie 'tôleries noires'. De marktprijs voor deze productkwaliteit bedraagt 1.8-1.9 BEF/kg. Zowel ferro na thermische behandeling als ferro uit voorbehandeling vindt makkelijke afzet voor recyclage. De ferro uit voorbehandeling zal echter een bijkomende zuivering moeten ondergaan om toepassing mogelijk te maken. Dit resulteert in een lagere afzetprijs voor de ferro uit voorbehandelingssystemen. 3.2.3 Non-ferro 3.2.3.1 hoeveelheid De afscheiding van non-ferrometalen (aluminium, koper, zink, lood,…) wordt gegeven voor de verschillende installatietypes. De mechanisch-biologische systemen voorzien een afscheiding op de (verkleinde) afvalstroom. In het RO-scenario wordt de non-ferro



105

afgescheiden in de bodemasbehandeling en dit uitsluitend op de grove fractie. In het Pyroscenario wordt non-ferro afgescheiden uit de pyrolysecokes. De opbrengst van de mechanisch-biologische systemen bedraagt 6-8 kg/ton input. Dit correspondeert met 100% van de hoeveelheid (massa) aanwezig in het afval. De effectieve terugwinningsgraad ligt in de praktijk lager, omwille van de aanwezigheid van verontreinigingen in de afgescheiden stroom. Voor de roosteroven ligt de opbrengst lager. Evenals bij de ferrofractie werd de opbrengst berekend uit de relatieve praktijkopbrengst van de referentie-installatie. Dit resulteert mogelijk in een onderschatting t.o.v. de theoretische waarde. Anderzijds treedt bij de verbranding in de RO een verlies aan non-ferro metalen op door chemische omzetting, vervluchtiging en versmelting van het materiaal. De relatieve verdeling van enkele metalen over bodemas, ketelas, rookgasresidu en schouwemissies wordt gegeven in Tabel 3-14. xlv De metalen lood en zink komen voor minder dan 50% in de bodemasfractie. Voor andere metalen wordt meer dan 90% in de bodemassen teruggevonden. Voor Al dient opgemerkt dat het metaal zal oxideren wat verdere afscheiding en recuperatie benadeelt. De lagere non-ferro-opbrengst voor het RO-scenario kan derhalve toegewezen worden aan 3 factoren : (1) opbrengst gebaseerd op praktijkgehaltes uitgaande van anders samengesteld afval, (2) thermische verliezen naar ketelas en rookgasresidu, (3) oxidatie en omzetting beperken het afscheidingsrendement (en de herbruikbaarheid, voornamelijk voor Al). Tabel 3-14 : massaverdelingscoëfficiënt (%) voor enkele non-ferrometalen

% schouwemissie rookgasresidu ketelas bodemas

Al <0.1 7 2.3 91

Cr <0.3 4.6 1.5 94

Cu <0.1 3 0.4 96

Pb <1 45 11 44

Ni <0.1 2.4 1.4 96

Zn <1 51 6 43

Voor het Pyro-scenario werd opnieuw uitgegaan van een relatieve opbrengst van 80% t.o.v. de input. De aangegeven opbrengst werd op deze manier theoretisch berekend. In de praktijk kan een hogere opbrengst verwacht worden. De pyrolysetechniek wordt specifiek gebruikt voor de zuivering en recyclage van aluminium. De pyrolyse zorgt voor een thermische reiniging bij beperkte temperatuur, zodat thermische verliezen en oxidatie beperkt worden. 3.2.3.2 kwaliteit - zuiverheid Voor het aspect kwaliteit dient een onderscheid gemaakt te worden tussen non-ferro uit voorafscheiding en uit thermische behandeling. De non-ferro uit voorafscheiding bevat een hoger gehalte onzuiverheden, doch is minder geoxideerd. Anderzijds heeft de scheidingstechniek (Eddy Current) een hogere selectiviteit dan de magneetscheiding voor ferro. Enkel fracties met hoog non-ferrogehalte worden door de Eddy-Currentscheiding afgescheiden. Opgemerkt dient te worden dat de standaard Eddy-Current-afscheiders werkzaam zijn op stromen met deeltjesgrootte van minimaal 4mm. Voor non-ferro uit bodemasbehandeling praktijksamenstelling gerapporteerd: 60% Al, 25% andere metalen, 15% residu. Vito – integrale milieustudies 2001

wordt

de

volgende

gemiddelde


106

De fractie ‘andere metalen’ bevat hoofdzakelijk koper, messing, zink en inox. De zuiverheid van de non-ferrostroom is het grootst bij de pyrolyse-installatie. 3.2.3.3 afzetmogelijkheid De non-ferrostroom wordt afgezet naar een secundaire verwerker. Deze past verdere scheiding toe om de verschillende metalen te scheiden (dense-mediascheiding, windzifting, optische scheidingsmethoden,…). De zuiverheid van de non-ferrostroom bepaalt de afzetprijs. Hierbij spelen de marktprijs van de secundaire metalen en het gehalte aan onzuiverheden een bepalende rol. De prijs wordt in grote mate bepaald door het gehalte aan aluminium, wegens de grote waarde van dit metaal op de secundaire metaalmarkt. De leverancier van het SBioD-systeem kan een afzetgarantie voorleggen voor de nonferrofractie aan een afzetprijs van 870 Hfl/ton = 15.7 BEF/kg. De afzetprijs voor non-ferro uit bodemasbehandeling wordt door verschillende leveranciers aangegeven op 20-25 BEF/kg. Zowel non-ferro na thermische behandeling als non-ferro uit voorbehandeling vindt makkelijke afzet voor recyclage. De non-ferro uit voorbehandeling zal echter een meer uitgebreide zuivering moeten ondergaan om toepassing mogelijk te maken. Dit resulteert in een lagere afzetprijs voor de non-ferro uit voorbehandelingssystemen.

3.2.4 Inerten 3.2.4.1 hoeveelheid Onder 'inerten' worden de reststromen gecatalogeerd die gevormd worden zonder toevoeging van additieven en die mogelijk voor hergebruik in aanmerking komen. Vanuit het oogpunt van maximale materiaalrecuperatie dient deze stroom gemaximaliseerd en geoptimaliseerd te worden. In Tabel 3-12 worden de massa's van de verschillende reststromen gegeven. De gegevens voor input werden berekend op basis van de droge asfractie. De inertbalans van de verschillende systemen werd gecontroleerd en gecorrigeerd op basis van droge asfractie. De opgegeven massa's in de tabel zijn inclusief water en eventueel organische restfractie of onzuiverheden. Voor de thermische routes (RO, WBO) vormen de inerten de bodemasfractie. In een RO worden de bodemassen steeds gescheiden van de ketelas opgevangen. Ketelas (en ander vliegas) bevat te hoge metaalconcentraties om voor hergebruik in aanmerking te komen en dient te worden geïmmobiliseerd en gestort. In de WBO-installatie is de ketel geïntegreerd in de ovenwand. Het as van de eerste lege trek wordt samen met het bodemas opgevangen. Cycloonas en rookgasreinigingsresidu worden afzonderlijk gecollecteerd. Vergelijking van de hoeveelheden wijst op een duidelijk verschil tussen RO en WBO. De RO heeft een hogere bodemasproductie omwille van 2 redenen: - het inputmateriaal van de RO is het huishoudelijk afval, dit bevat een hoger gehalte inerten, dan de RDF-input van het WBO. - Wegens de hogere gassnelheden bij wervelbedverbranding, wordt een groter deel van de fijne as met de gasstroom meegevoerd naar de vliegassen. Het WBO produceert dus een relatief hogere vliegasstroom, zij het met lagere metaalbelasting.



107

Voor WBO-bodemassen werden geen gegevens omtrent milieuhygiënische kwaliteit bekomen. Gezien de aard van het materiaal en op basis van contacten met experten, kan echter met voldoende zekerheid gesteld worden dat deze bodemassen een voldoende milieuhygiënische kwaliteit bezitten om zonder verdere voorbehandeling te voldoen aan de VLAREA-eisen voor niet-vormgegeven bouwstoffen. Voor ketelas worden in §3.3.4.2 uitloogegevens gerapporteerd. Voor cycloonas en rookgasreinigingsresidu van WBO wordt verwezen naar §3.3.5. De RO-bodemassen worden verder opgewerkt in een bodemasbehandelingsinstallatie. De totale massa van 187 kg/ton afvalinput wordt hier gezuiverd en gescheiden in verschillende fracties: ferro, non-ferro, onverbrand residu en 3 korrelfracties. De relatieve hoeveelheden worden gegeven in Tabel 3-12. Het onverbrande residu wordt teruggevoerd naar de verbrandingsoven. De gegevens werden bekomen door analyse van bodemassen van een Vlaamse verbrandingsoven, die op pilootschaal werden voorbehandeld. Het SVgis-proces beoogt maximale recuperatie van materialen. Na vergisting van het afval, wordt het digestaat daarom verder gescheiden en behandeld. Hierbij wordt een totaal van 206 kg/ton afvalinput inert materiaal geproduceerd. Onderscheid wordt gemaakt tussen 3 verschillende stromen: inerten, zand en vezels. De inertfractie is de gewassen overflow van zeving van het digestaat op 4mm. Deze bestaat hoofdzakelijk uit stenen en glas met stukgrootte 4-40mm. De opbrengst bedraagt 52 kg/ton input. Scheiding van de 0-4 fractie levert een zand- en een vezelfractie, met respectievelijke opbrengst van 84 en 70 kg/ton afvalinput. Bij SBioD wordt de vorming van RDF gemaximaliseerd. De hoeveelheid inert is laag in vergelijking met de overige technieken en bedraagt 49kg/ton afvalinput. In de pyrolyse-installatie worden de inerten verglaasd in de HTR. Het materiaal wordt gesmolten bij 1500°C en afgeschrikt in een waterbad. De verglazing zorgt voor een grote volumereductie. De hoeveelheid granulaat wordt bepaald door het asgehalte van het afval. In voorliggend geval bedraagt de hoeveelheid glasgranulaat 128 kg/ton afvalinput.



108

Tabel 3-15: totaalconcentraties metalen in de verschillende fracties vergeleken met de VLAREA richtwaarden Concentratie mg/kg DS

BODEMASSEN

BODEMASSEN

SVGIS PROCES

6-50 mm 18 2 157 1900 < 0.1 588 45 3398

ZANDFRACTIE

As Cd Cr Cu Hg Pb Ni Zn

2-6 mm 19 2.3 746 2700 <0.1 2620 252 4030

Sb Mo V

122 23 165

77 4.4 56

7.3 <1 11

5.1 <0.5 36 175 0.20 139 21 255

SB IO D PROCES INERTE FRACTIE 0.5-2.7 0.69-1.11 19.31 – 32.19 99.78 – 965.52 0.11 – 0.14 250.0 – 447.43 22.25 – 40.27 239.65 – 433.84

PKA GLASGRANULAAT

<4 <0.4 21 19 0.23 490 23 160

Ruwe vezels

Opgewerkte vezels

VLAREA mest- en bodemverbeterend middel

VLACO compost

78

94.4

> 18 op vers

-

2.6 0.8 52 74 1.1 91 25 480

1.6 <0.5 21 29 0.7 27 10 170

150 6 250 125 5 300 50 300

1.5 70 90 1 120 20 300

Tabel 3-17: totaalconcentratie organische componenten in de verschillende fracties vergeleken met de VLAREA richtwaarden Vito – integrale milieustudies 2001

250 10 1250 375 5 1250 250 1250 50 125 1250

Tabel 3-16: totaalconcentratie metalen in vezelfractie SVgis (mediaan van 3 stalen), vergeleken met VLAREA en VLACO-criteria

in % VS in mg/kg As Cd Cr Cu Hg Pb Ni Zn

VLAREA RICHTWAARDEN


109

Concentratie mg/kg DS

BODEMASSEN

BODEMASSEN

SVGIS PROCES

0-8 mm

6-50 mm

ZANDFRACTIE

< b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. <10

< b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. <0,01 <1 <0.01 <0.01 <0,01 <1 <0.02 <1 <0.01 <0.02 <10

< b.g. < b.g. < b.g. 100 0.0028 < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g. < b.g.

< b.g. < b.g. < b.g. <50 <0.007 <0.01 <0.01 <1 <0.01 <0.01 <0.01

SB IO D PROCES INERTE FRACTIE

PKA GLASGRANULAAT

VLAREA RICHTWAARDEN

in mg/l Benzeen Ethylbenzeen Styreen Tolueen Xylenen Benzo(a)anthraceen Benzo(a)pyreen Benzo(ghi)peryleen Benzo(b)fluorantheen Benzo(k)fluorantheen Chryseen Fenantreen Fluorantheen Indeno(1,2,3,c,d)pyreen Naftaleen EOX Bestr. chloorhoudend Bestr. niet-chloorhoudend Hexaan Heptaan Octaan Minerale olie PCB Acenaftyleen Acenafteen Anthraceen Dibenzo(a,c)+(a,h)pyreen Fluoreen Pyreen TOC TIC TC


<0.02 0.06 <0.02 0.06 0.023 0.26 0.15 0.13 0.29 0.093 0.28 0.23 0.42 0.15 <0.03 <10 < b.g. 0.12 <0.02 <0.02 <0.02 90 0.032 0.011 0.011 0.043 0.043 0.028 0.33 0.64 % 0.43 % 1.07 %

0.06 0.08 0.08 <0.5 0.08 0.11 0.19 0.13 0.11 0.93

170

<0.5

<5 %


0.73

0.5 5 1.5 15 15 35 8.5 35 55 55 400 30 40 35 20 3 0.5 0.5 1 25 90 1.000 0.5

110

Tabel 3-18: uitlooggegevens verschillende fracties vergeleken met de VLAREA grenswaarden Concentratie mg/kg DS

BODEMASSEN

BODEMASSEN

SVGIS PROCES

2-6 mm NEN 7343

6-50 mm NEN 7343

ZANDFRACTIE

As Cd Cr Cu Hg Pb Ni Zn

0-0.10 0-0.025 0.0047-0.053 0.20-0.22 0-0.0025 0-0.10 0.0070-0.0055 0.065-0.12

b.l. b.l. 0.07 + 0.04 0.3 + 0.1 n.b. b.l. 0.00077-0.069 b.l.

b.l. b.l. b.l. 0.79 + 0.23 b.l. <0.13 0.030 – 0.081 0.065 – 0.49

Sb Mo V

0.45 0.73 0.13

0.30 + 0.09 0.4 + 0.2 0.27 + 0.01


NEN 7343

SB IO D PROCES INERTE FRACTIE DIN-S-4 in mg/l 0.005 – 0.007 n.b. 0.012 – 0.02 0.091 – 0.183 0.0002 0.056 – 0.143 0.083 – 0.1413 0.128 – 0.6025

NEN 7343 <0.1 <0.01 <0.1 <0.1 <0.01 0.17 <0.1 <0.2

GLASGRANULAAT

PKA

VLAREA GRENSWAARDEN

DIN-S-4 in mg/l <0.005 <0.001 <0.05 <0.05 <0.0002 0.005 <0.005 <0.02

0.8 0.03 0.5 0.5 0.02 1.3 0.75 2.8

<0.039 <0.1 <0.1


111

3.2.4.2 kwaliteit – zuiverheid Voor de meerderheid van de inertfracties wordt een toepassing beoogd als secundaire bouwstof. De kwaliteit van de inertfractie wordt dan ook geëvalueerd aan de hand van milieuhygiënische criteria, d.w.z. de kans op vrijstelling van milieubelastende componenten bij toepassing van het materiaal als secundaire bouwstof. De milieuhygiënische kwaliteit wordt bepaald aan de hand van de totaal concentratie en uitloogbaarheid van metalen en de totaal concentratie aan organische componenten. Voor de vezelfractie van het SVgis-systeem is deze evaluatie niet van toepassing. Er wordt een toepassing als turfvervanger beoogd. Hiervoor bestaat geen uitgewerkte beoordelingsmethode. Het materiaal wordt daarom vergeleken met de VLACO-normen voor compost uit afval. Dit is een strenger beoordelingskader dan nodig voor de toepassing als turf. Totaalconcentratie metalen De totaalconcentraties aan metalen in verschillende inertfracties wordt gegeven in Tabel 3-15 en Tabel 3-16. VLAREA (Vlaams Reglement inzake Afvalvookoming en -Beheer) legt richtwaarden op voor metaalconcentraties in afvalstoffen te gebruiken in of als secundaire bouwstof. xlvi Deze richtwaarden worden eveneens gegeven in. Materialen die de richtwaarden overschrijden worden niet uitgesloten van hergebruik. Wel is het de certificerende overheid mogelijk om bijkomende voorwaarden op te leggen aan het gebruik. Voor de route RO worden 2 fracties vermeld. Gedurende de opwerking van de bodemassen worden er 3 fracties gevormd, 0-2mm, 2-6mm, verder fijne fractie genoemd en 6-50mm, grove fractie genoemd. De 0-2mm fractie wordt niet opgenomen in de vergelijkende studie omdat dit geen inert product is maar een slibachtige massa. Deze fractie moet gestort worden. De bestudeerde 2-6 mm fractie werd op beperkte schaal en batchgewijs aangemaakt en gedurende enkele maanden verouderd door stockage in afgesloten vaten. De bestudeerde 6-50 mm fractie werd aangemaakt op semi-industriële schaal. De kwaliteit van beide fracties dient te worden bevestigd op industriële schaal. De gegevens voor de zandfractie van het SVgis-proces werden bekomen uit analyse van het product van een pilootinstallatie. Deze piloot werd gebruikt voor optimalisatie van het wasproces. De kwaliteit van het materiaal dient te worden bevestigd (en verder geoptimaliseerd) bij opschaling naar industriële schaal. De analysegegevens werden bevestigd in twee onafhankelijke labo-onderzoeken. De vezelfractie werd eveneens op pilootschaal opgewerkt en afzonderlijk onderzocht. De andere VLACO-parameters (zoals nutriëntwaarde) werden niet geanalyseerd, omdat hier geen problemen werden verwacht, gezien de oorsprong van het materiaal. In een Barley-test werd op de vezelfractie werd geen phytotoxiciteit waargenomen (0% toxiciteit). Deze gegevens werden geleverd door de systeemleverancier. Voor de inertfractie werden geen specifieke gegevens geleverd. De fractie blijkt visueel zeer zuiver (hoofdzakelijk grove stenen en glas) en zuiverder dan de onderzochte zandfractie. Vermits metaalverontreiniging eerder in de fijne fractie voorkomt kan met voldoende zekerheid aangenomen worden dat de milieuhygiënsiche kwaliteit van de inerten beter is dan deze van de zandfractie. De gegevens van SBioD proces werden aangeleverd door de systeemleverancier. De waarden weergegeven als een spreiding, zijn afkomstig van meerdere, oude analyses. De andere resultaten zijn afkomstig van 1 recente analyse. Er wordt verondersteld dat het Vito – integrale milieustudies 2001


112

systeem op punt werd gesteld aan de hand van de oudere gegevens en dat de nieuwe resultaten representatief zijn voor het huidige proces. Van Pyro zijn er geen gegevens beschikbaar over de totaalconcentratie. Beide mechanisch-biologische voorbehandelingen leveren een inerte fractie op die over het algemeen een lagere totaalconcentratie heeft aan zware metalen dan de bodemassen. De inerte fractie van SBioD en de zandfractie van SVgis zijn vergelijkbaar qua totaalconcentratie metalen. De totaalconcentratie metalen is hoger in de fijne fractie bodemassen dan in de grove fractie. Het afwezig zijn van een voorafscheiding van de metallische fractie zorgt voor een hogere totale concentratie aan metalen in de bodemassen in vergelijking met de mechanischbiologische fracties. As, Cd, Cr, Cu, Pb, Ni en Zn, vooral afkomstig van de metallische toepassingen, bevinden zich na de verbranding in de bodemassen. Kwik is een vluchtige component die tijdens de verbranding samen met de rookgassen verdwijnt. In de mechanisch-biologisch inerten komt kwik voor in meetbare concentratie, zij het in onder de VLAREA-richtwaarden. Het kwik wordt in deze systemen niet afgescheiden in de voorafscheiding en niet thermisch verwijderd. In beide fracties bodemassen overschrijden koper evenals zink de VLAREA richtwaarden. In de fijne fractie geldt dit eveneens voor lood en nikkel. De grote spreiding van het kopergehalte in de inerte fractie van het SBioD proces wordt toegeschreven aan zeer fijne metallische koperdeeltjes die in huishoudelijk restafval aanwezig zijn. De inerte fractie van het SBioD proces en de zandfractie (en inertfractie) van het SVgis proces voldoen aan de VLAREA richtwaarden voor hergebruik als secundaire bouwstof. De kwaliteit van de ruwe en opgewerkte vezels voldoet aan de VLAREA-richtwaarden voor metaalgehaltes in secundaire bodemverbeterende middelen. In vergelijking met VLACO overschrijden de ruwe vezels de maximale gehaltes Hg, Ni en Zn. Na opwerking voldoet het materiaal echter aan de VLACO-metaalnormen. Totaal concentratie organische componenten De totaalconcentraties van de organische componenten worden weergegeven in Tabel 3-17 en vergeleken met de VLAREA richtwaarden. De totaalconcentraties aan organische componenten zijn lager in de bodemassen dan in de mechanisch-biologische inerten. De verbranding zorgt voor een verdergaande afbraak van het organisch materiaal, dan de biologische behandeling. De totale concentratie aan de organische componenten in de bodemassen blijft onder de bepalingsgrens voor alle gemeten componenten, met uitzondering van minerale olie en PCB in de fijne fractie. Voor beide somparameters blijft de gemeten waarde ruim onder de richtwaarden.



113

De zandfractie afkomstig van het SVgis proces bevat een hogere concentratie organische componenten dan de inerte fractie van het SBioD proces. Dit kan verklaard worden door de verschillende oorsprong en behandelingswijze van beide materialen. De zandfractie van het SVgis-proces is een uitgezeefde en gewassen reststroom van het digestaat. Het wasproces is niet in staat de organische stoffen volledig te verwijderen. Het SBioD-proces richt zich op maximalisatie van het organisch gehalte in de RDF-fractie. Dit resulteert in een lager organisch gehalte in de inertstroom. Het gehalte PAK en PCB van de zandfractie overschrijdt de achtergrondwaarde in de Vlaamse bodem, de waarden blijven alle ruim onder de grenswaarden voor bodem bestemmingstype I (natuurgebied) en de VLAREA-grenswaarde. Toepassing van het zand van SVgis als secundaire bouwstof leidt dus tot een beperkte dosering van PAK en PCB naar het milieu, zonder dat dit wordt beoordeeld als een milieuhygiënisch risico. De totale dosis op jaarbasis kan berekend worden op basis van de jaarlijkse hoeveelheid zand (12.750 ton./jaar). De totale dosis PAK-10 bedraagt 20.43 kg/jaar, de dosis PCB : 0.326 kg/jaar. In geen enkele fractie overschrijden de totaalconcentraties aan organische componenten de VLAREA-grenswaarden. De materialen voldoen alle aan de voorwaarden voor secundaire bouwstoffen, op vlak van organische verontreiniging. Toepassing van het materiaal als secundaire bouwstof veroorzaakt op dit vlak geen milieuhygiënisch risico.

Uitloogbaarheid Qua milieu-impact is de uitloogbaarheid een belangrijkere parameter dan de totaalconcentratie. De uitloogwaarden van de metalen worden in Tabel 3-18 vergeleken met de VLAREA-grenswaarden. Naast de uitloogwaarden wordt ook de gebruikte testmethode vermeld. VLAREA schrijft de kolomtest volgens NEN7343 voor. Uitloogresultaten van deze test worden uitgedrukt in mg/kg. In Duitsland wordt uitloogbaarheid bepaald m.b.v. de DIN-S4 test. De resultaten worden uitgedrukt in mg/l. Omzetten in mg/kg-eenheden kan door vermenigvuldiging met een factor 10. Vermits de condities in beide testen enigszins verschillen is een rechtstreekse vergelijking niet mogelijk. Indicatief kan de omrekening echter wel gebruikt worden. De gegevens worden daarom in de tabel opgenomen in mg/l en staan in italics. Ondanks de hogere metaalconcentraties, vertonen de bodemassen lagere uitloogwaarden voor metalen dan de inertfracties van de mechanisch-biologische processen. De aanwezige metalen in de bodemassen blijken beter geïmmobiliseerd. Beide fracties van de bodemassen voldoen aan de VLAREA-grenswaarden. OVAM leverde een gebruikscertificaat af voor afzet van de behandelde assen, mits aantonen van de conformiteit van het materiaal door regelmatige analyse. Het glasgranulaat vertoont een uiterst geringe uitloging van metalen. De uitloogwaarden blijven voor alle metalen onder de bepalingsgrens, met uitzondering van Pb. Ook voor lood blijft de uitloogbaarheid echter ruim onder de grenswaarde. De verglazing zorgt voor een volledige immobilisatie van de metalen. Het materiaal voldoet aan de VLAREAgrenswaarden. Bij de SVgis zandfractie overschrijdt de uitloogwaarde voor koper de VLAREAgrenswaarde. Koper loogt uit onder de vorm van organisch kopercomplex. xlvii De



114

analysewaarden voor organische componenten (Tabel 3-17) tonen aan dat in de zandfractie deze concentratie hoger is dan in de andere inerte fracties. Ondanks het feit dat de zandfractie de laagste koperconcentratie vertoont, resulteert de hogere organische belasting toch in een hogere uitloogwaarde van koper. De grenswaarde wordt echter slechts beperkt overschreden. Bijkomende testen toonden aan dat de uitloogbaarheid kan beperkt worden door meer intensief wassen en door veroudering van het materiaal. Veroudering houdt een stockage aan de lucht in, gedurende enkele weken. Onder invloed van ondermeer carbonisatie en verdichting wordt de uitloogbaarheid gereduceerd. Wanneer het reinigingsprocédé van SVgis wordt opgeschaald van pilootschaal naar industriële schaal, is verdere optimalisatie mogelijk. Dit kan resulteren in een verdere daling van de uitloogbaarheid van koper tot onder de VLAREA-grenswaarden. Vergelijking van de beide datasets voor het SBioD-proces toont aan dat het op punt stellen van het proces heeft geresulteerd in een beperking van de uitloogbaarheid van Cu, Pb, Ni en Zn. De resultaten op het geoptimaliseerde staal tonen aan dat de uitloogwaarden sterk werden gereduceerd tot beneden de bepalingsgrens. De geoptimaliseerde inertfractie voldoet hierdoor ruim aan de VLAREA-grenswaarden. Algemeen blijkt de uitloogbaarheid van koper de kritische parameter voor hergebruik van de inertfractie uit HHA-behandeling. Optimalisatie van behandelingsprocessen dient zich in de eerste plaats op deze parameter te richten. Opgemerkt moet worden dat de in VLAREA vooropgestelde grenswaarde voor koper (0.5mg/kg) zeer streng is in vergelijking met andere regio's in Europa en België. De bodemassen (fracties 2-6mm en 6-50mm), het glasgranulaat en de inerte fractie van SBioD voldoen aan de VLAREA-grenswaarden voor gebruik in of als niet vormgegeven bouwstof. De zandfractie voldoet momenteel niet, opschaling van het proces naar industriële schaal en optimalisatie, evenals de veroudering van het materiaal, moet hergebruik mogelijk maken. De kwaliteit van de bodemassen van wervelbedverbranding werd niet gerapporteerd. Vanuit technisch oogpunt kan verwacht worden dat de wervelbedbodemassen een betere milieuhygiënische kwaliteit hebben dan RO-bodemassen omwille van de volgende redenen: - lager gehalte fijn materiaal - betere uitbrandkwaliteit - inputbrandstof met lagere metaalverontreiniging. Het glasgranulaat van vergassing is een product van een smeltproces op hoge temperatuur, gevolgd door snelle afkoeling. De milieuhygiënische kwaliteit is vergelijkbaar met deze van het Pyro-glasgranulaat en voldoet dus aan de VLAREA-eisen.

3.2.4.3 Afzetmogelijkheid Op vlak van afzetroutes komen de verschillende VLAREA-conforme inertfracties op een zelfde markt terecht: die van de secundaire bouwstoffen. Om effectieve afzet te vinden, dient naast de milieuhygiënische kwaliteit, ook de technische toepasbaarheid van het materiaal te worden aangetoond. Deze verschilt voor de verschillende fracties. Voor secundaire bouwmaterialen worden algemeen twee toepassingscategoriën onderscheiden: - hoogwaardige toepassing : vervanging van grind of steenslag in betontoepassingen



115

-

laagwaardige toepassingen : vervanging van zand in onderfunderingen, gebruik als aanvulmateriaal in aanvullingen (dichten van sleuven) en ophogingen (geluidsbermen, opritten,…)

Binnen de laagwaardige toepassingen wordt aan materiaal voor onderfunderingen de eis opgelegd van verdichtbaarheid en draagvermogen. Materiaal voor onderfunderingen is enkel nodig bij de aanleg van nieuwe wegen. Vermits in Vlaanderen niet of nauwelijks nieuwe wegen worden gebouwd is deze afzetmarkt beperkt. Het materiaal komt op die markt in concurrentie met bouwpuingranulaten en eventueel andere steenachtige reststoffen. Voor behandelde bodemassen werd de technische kwaliteit reeds grondig bestudeerd. xlviii,xlix De grove fractie (6-50mm) komt in aanmerking voor onderfunderingen van wegen, ophogingen en aanvullingen. De afzetmogelijkheid in grondwerken is verzekerd. De fijne fractie voldoet aan de VLAREA-criteria mits voldoende rijping (d.w.z. veroudering na de behandeling). De periode voor rijping bedraagt minimum 3 maanden. Op basis van de korrelgrootte en kwaliteit is toepassing als niet-vormgegeven bouwstof weinig waarschijnlijk. Toepassing van deze fractie in vormgegeven producten, d.w.z. als grindvervanger bij de aanmaak van betonstenen, wordt momenteel onderzocht. l,li De fijne fractie van het SVgis-systeem kan waarschijnlijk afgezet worden als zandvervanger in ophogingen en aanvullingen. Deze toepassing werd vooralsnog niet door technische testen bevestigd. Meer hoogwaardige toepassingen als zand in beton of zandcement vormen eveneens nog onderwerp van onderzoek. De grove inertfractie van het SVgis-systeem kan mogelijk ingezet worden in ophogingen en aanvullingen. Voor toepassing in de openbare wegenbouw moeten materialen voldoen aan het Standaardbestek en de Belgische norm. De inertfractie voldoet niet aan de norm op basis van zijn te hoekige vorm. Het materiaal kan enkel toegepast worden in particuliere werken, grootschalige toepassing is niet mogelijk. De technische eigenschappen van de vezelfractie werden getest door de Universiteit Gent. De vezels hebben een gelijkaardige kwaliteit als Finse turf. De resultaten worden gegeven in Tabel 3-19. De vezels kunnen bijna even veel nuttig water opslaan als turf. Effectieve afzet via deze route dient te worden gedemonstreerd.



116

Tabel 3-19: technische naaldhoutschorscompost

eigenschappen

Volume gemakkelijk opneembaar water Volume waterbufferend vermogen Schijnbaar soortelijk gewicht Totaal poriënvolume

vezelfractie

SVgis,

vergeleken

met

Finse

turf

Finse turf

%

Vezels SVgis 28.5

38.9

Naaldhoutschors compost 15.8

% ton/m³ %

9.7 0.109 93

7.3 0.071 95

2.8 0.303 80

en

De technische kwaliteit van de inertfractie van SBioD voldoet voor toepassing in aanvullingen en ophogingen. In een technisch rapport dd. 05/06/2000 (Feniks Recycling) wordt gesteld 'De korrelverdeling van het zand voldoet aan de eisen van zand in aanvulling of ophoging, draineerzand en zand in zandbed. Echter in het materiaal ontbreekt elke binding, waardoor geen verdichting is aan te brengen. Dit betekent dat het niet kan worden toegepast als zand in grondwerken voor de wegenbouw.' De beperkte verdichtbaarheid kan opgevangen worden door toevoeging van zand of aanpassing van de breekwijze. Bij gebruik als beperkt belast vullichaam vormt de verdichtbaarheid een minder kritische factor. Voor de inertfractie zoals geproduceerd in een Duitse referentie-installatie kan de leverancier een gebruikstoelating voorleggen, afgeleverd door het 'Regierungspräsidium Giessen' op 31/05/1999. Deze toelating stelt dat de inertfractie '..de toewijzingswaarde LAGA Z1.2 "beschränkte offener Einbau" op alle parameters nakomt.' De categorie Z1.2 waarvan sprake betreft beperkt gebruik in aanvullingen en ophogingen met vastgelegde technische beschermingsmaatregelen. De leverancier van het systeem levert een afzetgarantie voor het materiaal op de Nederlandse markt, voor toepassing als aanvul- en ophoogmateriaal. Omwille van een groot aantal lopende werken bestaat daar momenteel een tekort aan secundaire bouwmaterialen. De glasgranulaten uit zowel pyrolyse als vergassing hebben een zeer goede milieuhygiënische kwaliteit. Gezien de vrij homogene granulometrie en de gladde korrelvorm voldoen deze producten niet aan de technische eisen voor grind- of zandvervangers. In het buitenland lopen studies rond omtrent het gebruik van verglaasde reststoffen in de productie van keramische producten. Deze mogelijkheid werd gedemonstreerd voor industriële reststoffen, maar nog niet voor restproducten van HHAverwerking. lii,liii De enige algemeen verspreide valorisatieroute voor glasgranulaat is het gebruik als straalgrit in reinigingstoepassingen. Hierbij wordt opgemerkt dat het doorgaans een eenmalig gebruik betreft vermits reiniging en hergebruik van straalgrit nog niet op algemene basis wordt toegepast. Algemeen kan gesteld worden dat enkel voor de grove fractie van behandelde bodemas de afzet als secundair bouwmateriaal gedemonstreerd is op grote schaal. In de verdere bespreking worden echter ook de laagwaardige toepassingen van de inertfracties als ophoogmateriaal en straalgrit meegenomen.

3.2.5

Residu’s



117

De residustromen komen niet voor hergebruik in aanmerking. Deze stromen zijn restproducten van zuiveringsprocessen, waarin de onzuiverheden zijn opgeconcentreerd. De residu’s worden, na eventuele verdere immobilisatie, afgezet op de stortplaats. Enige uitzondering hierop vormt de NaCl-fractie, gevormd als nevenproduct van de syngasreiniging in het Vgas-systeem. 3.2.5.1 Hoeveelheid De totale hoeveelheid te storten residu per techniek wordt gegeven in Tabel 3-12. De thermische technieken produceren 15-70 kg rookgasreinigingsresidu per ton input. De WBO-systemen produceren hogere hoeveelheden vliegas en rookgasreinigingsresidu. Dit is te wijten aan de volgende factoren - hoge gassnelheid - uitstoot van bedmateriaal - verkleining van brandstof door turbulente verbranding De hoeveelheid residu van de pyrolyse en vergassingsinstallaties is een factor 5 kleiner dan deze van het WBO. Door de afwezigheid (of substochiometrie) van lucht in deze processen wordt een beperkter volume rookgassen geproduceerd. Dit resulteert in een beperkter volume rookgasreinigingsresidu. De nabehandeling van het digestaat van SVgis tot vezels en zand, resulteert in de vorming van 15 kg/ton residu uit de zandopwerking en 82.5 kg/ton slibkoek. NaCl wordt gevormd als nevenproduct van de syngasreiniging. De geproduceerde hoeveelheid bedraagt 11.4 kg/ton RDF-input. Voor de RO dient als te storten fractie eveneens de 0-2mm-fractie uit de bodemasbehandeling te worden geteld. 3.2.5.2 Kwaliteit Gezien de oorsprong van de residu’s, zijn deze matig tot zwaar beladen met metalen. De rookgasreinigingsresidu’s en SVgis-residu’s worden afgevoerd naar stortplaatsen categorie 2. De rookgasreinigingsresidu’s dienen te worden geïmmobiliseerd door toevoeging van kalk en cement alvorens te storten. Voor WBO is de immobilisatie niet vereist voor de volledige residustroom. In Tabel 3-20 wordt de kwaliteit van enkele WBO-residu's van verschillende oorsprong gegeven. VLAREMII legt grenswaarden op aan de uitloogbaarheid van zware metalen voor categorie-1-stortplaatsen. Materiaal dat niet aan de norm voldoet dient te worden geïmmobiliseerd. De uitloogbaarheid wordt bepaald m.b.v. een aangepaste DIN-S4-test, bij gecontroleerde en constante pH=4. Uit de tabel blijkt dat ketelas en één van beide cycloonassen voldoet aan de VLAREM-criteria. Een gelijkaardige vergelijking voor rookgasreinigingsresidu's toont aan dat deze niet voldoen en dus geïmmobiliseerd moeten worden. Het ketelas voldoet aan de VLAREM-eisen. Vergelijking met de VLAREA-criteria voor hergebruik als niet-vormgegeven bouwstof kan op benaderende wijze, op basis van resultaten van de (standaard) DIN-S4-test. De uitloogbaarheid in deze test wordt eveneens gegeven in de tabel. Voor vergelijking met de grenswaarde dient de analysewaarde (in mg/l) vermenigvuldigd te worden met een factor



118

10. T.o.v. VLAREA blijkt het ketelas eveneens te voldoen aan de eisen voor toepassing als niet-vormgegeven bouwstof. In de verdere studie wordt uitgegaan van de volgende aannames: - ketelas, opgevangen in de eerste lege trek, samen met bodemas komt in aanmerking voor hergebruik als secundaire bouwstof - cycloonas en rookgasreinigingsresidu dient te worden geïmmobiliseerd, afhankelijk van inputkwaliteit en bedrijfsvoering. Uitgegaan wordt van 50% immobilisatie + storten en 50% storten zonder immobilisatie. Tabel 3-20: uitloogbaarheid van WBO-residu's, vergeleken met VLAREMII-criterium voor immobilisatie en VLAREA grenswaarde voor hergebruik waarden in mg/l As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn

cycloon 1 VLAREM DIN-S-4 pH4 d.l. d.l. d.l. d.l. 228 2.28 d.l. d.l. d.l. d.l. d.l. d.l. 2.94 2.51 0.5 0.59

cycloon 2 VLAREM DIN-S-4 pH4 d.l. d.l. d.l. d.l. 1.14 0.54 d.l. d.l. d.l. d.l. d.l. d.l. d.l. d.l. d.l. d.l.

ketelas C VLAREA VLAREM II VLAREM grenswaarden grenswaarden DIN-S-4 pH4 mg/kg d.l. d.l. 0.8 d.l. d.l. 0.03 0,4 0.41 0.5 d.l. d.l. 0.5 10 d.l. d.l. 0.02 d.l. d.l. 0.75 0.93 1.07 1.3 2 0,1 0,1 2.8 10

Al Ca K Na

d.l. 1.560 163 120

0.46 1.500 155 165

14.6 1.135 35.6 334

30.39 600 48.4 400

d.l. 650 29 28

0.09 811 32 87

Cl SO4

1.156 740

1.165 799

2.793 135

2.890 155

384 2.347

407 372

De kwaliteit van het geproduceerde NaCl in het Vgas-scenario is voldoende voor inzet van het product als strooizout.

3.2.5.3 Afzetmogelijkheid Afzet van de residu’s op stortplaatsen categorie 1 kan worden gegarandeerd.



119

3.2.6

Afvalwater

3.2.6.1 Hoeveelheid Het SVgis-systeem is het enige systeem met lozing van (gezuiverd) afvalwater. Er wordt 261l/ton afvalinput geloosd. Andere processen voorzien een volledig intern gebruik of volledige verwerking van het geproduceerde afvalwater. Deze processen werken afvalwatervrij. Voor SBioD kan worden opgemerkt dat per ton inkomend afval 357 liter condenswater wordt gevormd. Dit water wordt na zuivering en gedeeltelijk intern gebruik verdampt in een koeltoren.

3.2.7 Vergelijking van de scenario’s Op basis van de bovenstaande gegevens, kan voor elk van de onderzochte scenario’s de hoeveelheid restproducten berekend worden. In de berekening wordt uitgegaan van volgende veronderstellingen: - volgende fracties worden ingedeeld onder ‘materiaal voor hergebruik’: bodemas 2-6, bodemas 6-50, bodemas WBO, inerten, zand, vezels, glasgranulaat, strooizout. - volgende fracties worden ingedeeld onder ‘materiaal voor eindverwijdering’: bodemas 0-2mm, rookgasreinigingsresidu, residu zandopwerking, slibkoek, beladen adsorbens - geen recuperatie van ferro en non-ferro uit WBO en Vgas - opbrengsten van WBO en Vgas worden gecorrigeerd voor de RDFoutput van het beschouwde gekoppelde systeem De gebruikte veronderstellingen vormen een ruime benadering van de herbruikbaarheid. In een meer strikte benadering kan enkel de 6-50mm-fractie van de behandelde RO-bodemas als gedemonstreerd hergebruik gerekend worden. Dit levert een verschillend beeld. Voor berekening van de reststromen uit de wervelbedoven in de gecombineerde scenario's dient een omrekening te gebeuren, afhankelijk van de RDF-kwaliteit. In Tabel 3-21 wordt de input-output-balans gegeven. Op basis van de WBO-gegevens, zoals opgegeven door de leverancier, wordt de output voor de andere scenario's berekend. Hierbij wordt uitgegaan van de asfractie van beide RDF-types. De andere inputs worden in de benadering constant verondersteld. Voor berekening van de restromen uit de vergasser in de gecombineerde scenario's werd een gelijkaardige berekening uitgevoerd. De gegevens van de leverancier gingen uit van een RDF met een asgehalte van 250kg/ton RDF. De inertopbrengst (330 kg/ton RDF) werd voor de routes SVgis-Vgas en SBioD-Vgas gecorrigeerd tot resp. : 264 kg/ton RDF en 248 kg/ton RDF. De resultaten worden gegeven in Tabel 3-22. De waarden worden gegeven in kg restproduct per ton huishoudelijk afval input.



120

Tabel 3-21 : berekening hoeveelheid restproducten bij verbranding van RDF uit SVgis en SBioD in WBO

in kg/ton RDF

WBO

RDF SVgis RDF SBioD

input

as brandstof zand dolomiet kalk, Ca(OH)2, NaHCO3 actieve kool

49.0 7.0 12.0 22.0 0.6

200 7.0 12.0 22.0 0.6

187.5 7.0 12.0 22.0 0.6

output

bodemas ketelas cycloonas rookgasreinigingsresidu

16.0 9.0 28.0 43.0

42.0 22.2 71.6 111.1

39.9 21.1 68.0 105.5

90.6 96.0

241.6 247.0

229.1 234.5

5.4

5.4

5.4

in uit verschil

(reactieproducten)

Op basis van deze gegevens kan de totale opbrengst aan restproducten berekend worden voor de verschillende scenario's. Deze resultaten worden gegeven in Tabel 3-22. Tabel 3-22 : opbrengst restproducten voor verschillende scenario's, in kg/ton HHA input

Product

(in kg/ton afvalinput) RO + BA SVgis + WBO SVgis + Vgas SBioD + WBO SBioD + Vgas pyro

ferro

24.3 32 32 32 32 19

non-ferro

3 6.3 6.3 8 8 0

materiaal voor hergebruik

66.6 225.6 289.9 76.6 166.4 128.0

residu voor afvalwater eindverwijdering

123.4 153.8 98.4 79.8 1.4 18.3

0 261 261 0 0 0

De gegevens voor ferro en non-ferro werden besproken in de voorgaande paragrafen. De hogere relatieve opbrengst van de scheidingstechnieken wordt gecompenseerd door een hogere verontreinigingsgraad. De hoeveelheid residu voor eindverwerking werd besproken in hoofdstuk 3.1. De hoeveelheid materiaal voor hergebruik wordt grafisch weergegeven in Figuur 3.2-1. SVgis en SVgas zijn de technieken met de hoogste materiaalopbrengst. Combinatie van beide technieken leidt tot een maximalisatie van de opbrengst aan recupereerbaar materiaal (290 kg/ton afvalinput). Ook in combinatie met WBO levert SVgis een hoge materiaalopbrengst (226 kg/ton afvalinput).



121

SBioD levert een beperkte materiaalopbrengst. Combinatie van deze techniek met de WBO resulteert relatief in een vergelijkbare hoeveelheid materiaal voor hergebruik als het referentiescenario (66-76kg/ton). Combinatie van SBioD met Vgas compenseert de lage opbrengst van de voorbehandeling (166 kg/ton). De pyrolyse levert een gemiddelde hoeveelheid van 128 kg/ton. 350,0

materiaal in kg/ton HHA

300,0 250,0 200,0 150,0 100,0 50,0 0,0 RO SNCR + BA

RO SCR + BA

SVgis + WBO

SBioD + WBO

SVgis + Vgas

SBioD + Vgas

pyro

Figuur 3.2-1 : opbrengst materiaal voor hergebruik in kg/ton HHA input

De verschillende uitgangspunten van de twee mechanisch-biologische voorbehandelingstechnieken reflecteren zich in deze opbrengstgegevens. SVgis richt zich op maximale materiaalopbrengst. SBioD heeft als hoofddoelstelling de productie van een hoogcalorische brandstof. De productie van materiaalstromen voor hergebruik resulteert ook in de vorming van residu's voor eindverwijdering. De gesommeerde hoeveelheden residu voor eindverwerking voor de verschillende scenario's worden grafisch voorgesteld in Figuur 3.2-2.



122

180,0

residue in kg/ton HHA

160,0 140,0 120,0 100,0 80,0 60,0 40,0 20,0 0,0 RO SNCR + RO SCR + BA BA

SVgis + WBO

SBioD + WBO

SVgis + Vgas

SBioD + Vgas

pyro

Figuur 3.2-2 : geproduceerde hoeveelheid te storten residu in kg/ton HHA

De systemen SVgis en RO+BA produceren de grootste hoeveelheden residu. Dit wordt gereflecteerd in de gecombineerde scenario's met deze technieken. Het scenario SVgis+WBO produceert de grootste hoeveelheid te storten residu (153 kg/ton HHA), gevolgd door RO+BA (123 kg/ton HHA). Het systeem SBioD produceert geen te storten residu. De te storten fracties in de scenario's SBioD+WBO en SBioD+Vgas worden dan ook volledig veroorzaakt door de nageschakelde techniek. Dit resulteert in een zeer laag stortresidu voor het scenario SBioD+Vgas van 1.4 kg/ton HHA. De geïntegreerde pyrolyse produceert eveneens een relatief lage hoeveelheid te storten residu van 18 kg/ton HHA.



123

3.2.8

Besluiten

In de twee mechanisch-biologische voorbehandelingssystemen (SVgis en SBioD) wordt het restafval omgezet tot RDF. De eigenschappen van beide RDF-types worden gegeven in Tabel 3-23 beide brandstoffen hebben een gelijke calorische waarde. Uit vergelijking van de andere parameters blijkt echter dat de aard van de brandstoffen verschilt. Het RDF van SBioD heeft omwille van zijn hoger DS-gehalte en betere stockeerbaarheid en handelbaarheid. Tabel 3-23: eigenschappen RDF-fracties

LHV DS as productie

MJ/kg % % op DS kg/ton HHA

SVgis 16.5 68 20 308

SBioD 16.5 85 18.7 460

De verschillende technieken produceren een vrijwel gelijke hoeveelheid ferro. De zuiverheid van de ferrofractie verschilt, naargelang het materiaal al dan niet uit een thermisch behandelde stroom wordt afgescheiden. Zowel thermisch gereinigd als nietgereinigd ferro vindt makkelijk afzet in de staalindustrie. De marktprijs verschilt naargelang de kwaliteit tussen 1.4-1.8 BEF/kg. De opbrengst non-ferro is vergelijkbaar voor de routes SVgis, SBioD en Pyro. In de roosteroven treedt een beperkt verlies op door thermische vervluchtiging en oxidatie. De non-ferro uit de mechanisch-biologische systemen vereist bijkomende reiniging. De pyrolyse produceert de grootste en meest zuivere non-ferrostroom. De zuiverheid bepaalt de afzetprijs. Deze ligt in de range 15-25 BEF/kg. Alle beschouwde systemen produceren een VLAREA-conforme inertfractie. De hoeveelheid en afzetmogelijkheid van deze fracties wordt gegeven in Tabel 3-24. Tabel 3-24: aard, hoeveelheid en toepassingsdomein van VLAREA-conforme inertfracties

techniek type kg/ton input bodemas (2-50) 66 RO bodemas 25 WBO inert, zand 136 SVgis vezels 70 inert 49 SBioD glasgranulaat 128 pyro glasgranulaat 330 Vgas

toepassing onderfundering, beton (?) aanvulling, ophoging (?) turf aanvulling, ophoging straalgrit straalgrit

Enkel voor bodemas is de toepassing in de wegenbouw gedemonstreerd op grote schaal. De inertfracties uit mechanisch-biologische systemen kunnen zonder verdere behandeling of opmenging enkel gebruikt worden in aanvullingen en ophogingen. De conformiteit met vereisten van het Standaardbestek 250 is niet aangetoond. Het SVgis-systeem produceert bovendien een vezelfractie die gelijkaardige eigenschappen bezit als Finse turf.



124

De hoge-temperatuursprocessen (geïntegreerde pyrolyse, vergassing) produceren een zeer inert glasgranulaat. De technische eigenschappen laten geen gebruik als bouwmateriaal toe. Dit materiaal vindt momenteel enkel toepassing als straalgrit. Optimalisatie van de verwerkingstechniek ten voordele van materiaalrecuperatie (SVgis), geeft aanleiding tot de productie van te storten restfracties. Indien het systeem gericht is op de productie van brandstof (zoals SBioD) is de geproduceerde hoeveelheid stortresidu minimaal. De roosteroven produceert een relatief hoge hoeveelheid te storten residu. De totale hoeveelheden inert materiaal voor hergebruik en te storten residu worden gegeven in Tabel 3-25. In deze tabel is per verwerkingsscenario de route met de hoogste hoeveelheid hergebruik, respectievelijk laagste hoeveelheid te storten, op 100% gezet. De andere verwerkingsscenario’s worden relatief ten opzichte van deze 100% uitgedrukt. Bovendien is voor de eenvoud een onderverdeling gemaakt in 4 categorieën: - de tabelvakjes zijn rood voor impacts tussen 75% en 100%; - de tabelvakjes zijn grijs voor impacts tussen 50% en 75%; - de tabelvakjes zijn wit voor impacts tussen 25% en 50%; - de tabelvakjes zijn groen voor impacts tussen 0% en 25%. Tabel 3-25 : hoeveelheid materiaal voor hergebruik en storten per scenario (in kg/ton HHA) in kg/ton HHA

RO SVgis-WBO SBioD-WBO Svgis-Vgas SbioD-Vgas Pyro

hergebruik 67 226 77 290 166 128

storten 123 154 80 98 1 18

Vergelijking van de scenario’s toont aan dat een maximale hoeveelheid materiaal wordt gerecupereerd bij scheiden-vergisten-vergassen. De gerecupereerde hoeveelheid materiaal is minimaal voor roosteroven en scheiden-biologisch drogen – wervelbedoven.



125

3.3 Kosten 3.3.1 Aanpak 3.3.1.1 Methodologie De methodologische benadering van de kostenaspecten is gebaseerd op de Methodiek Milieukosten van VROM (1998) en de richtlijnen van het Europees MilieuAgentschap (EEA, 1999). In deze rapporten wordt een kader beschreven om op een gestandaardiseerde wijze kosten van milieumaatregelen af te bakenen en te berekenen. In onderstaande paragraaf wordt aangegeven op welke manier elementen uit beide rapporten zijn gebruikt om de kosten van de verschillende afvalverwerkingssystemen in te schatten. Voor de berekeningen wordt uitgegaan van de inschatting van de investeringsuitgaven enerzijds en de operationele kosten anderzijds. De kosten worden uitgedrukt als jaarlijkse kost en uiteindelijk als kost per ton. Jaarlijkse kosten zijn de kosten voor zover die aan een bepaald jaar kunnen worden toegerekend. Daartoe worden de investeringsuitgaven omgerekend naar jaarlijkse investeringskosten. Naast deze investeringskosten bestaan de jaarlijkse kosten uit de operationele kosten, gecorrigeerd voor besparingen/opbrengsten. Onder de investeringsuitgaven wordt verstaan: de aanschaffingsprijs plus alle bijkomende kosten. De aanschaffingsprijs is de prijs die aan de leverancier moet worden betaald. Bijkomende kosten zijn kosten die gemaakt worden om de voorziening operationeel te maken, zoals voorbereidingskosten, opstartkosten, installatiekosten, … Deze bijkomende kosten kunnen aanzienlijk zijn, variërend van 30 tot 250 procent van de aanschaffingsprijs (VROM, 1998). De operationele kosten zijn alle overige kosten die naast de kapitaalskosten worden gemaakt om de installatie operationeel te maken en te houden. In de meeste gevallen resulteert de exploitatie ook in opbrengsten en/of besparingen die als negatieve kosten worden beschouwd. De totale jaarlijkse kost wordt dan berekend aan de hand van onderstaande formule (EEA, 1999):  r (1 + r )n  totale jaarlijkse kost = I0   + OK n  (1 + r ) − 1

waarbij: I0 = totale investeringsuitgaven OK = jaarlijkse operationele kost (gecorrigeerd voor opbrengsten) r = discontovoet n = economische levensduur van de installatie



126

3.3.1.2 Gegevens Gegevens in verband met kosten zijn sterk afhankelijk van de beschouwde context en dienen steeds met de nodige voorzichtigheid gebruikt te worden. Om vergelijkbare, recente en betrouwbare data te bekomen, werd aan de leveranciers gevraagd een vragenlijst met betrekking tot de kosten te vervolledigen. Deze gegevens werden als basis gebruikt voor de berekeningen, verder aangevuld en verfijnd met informatie uit bedrijfsbezoeken, literatuur en met eigen schattingen. Voor de berekening van de kapitaalskost werd bij de leveranciers gepeild naar de aanschaffingsprijs, alsook de voorbereidings- en installatiekosten. Een aantal leveranciers gaf een totaalprijs op, voor een aantal andere werd een eigen raming gemaakt. Om de totale jaarlijkse kost te becijferen, wordt bij deze kapitaalskost de netto jaarlijkse operationele kost (cf. weergegeven door OK in de formule) geteld. Deze bestaat bij onze berekeningen uit vier elementen. (i) de vaste operationele kosten, onafhankelijk van het beschouwde tonnage: s personeel; s onderhoud; s verzekeringen en diversen; (ii) de variabele operationele kosten, bestaande uit: s verbruik hulpstoffen (chemicaliën, water, olie e.d.); s verwijderingskosten van de restproducten (b.v. stortkosten); s (eventueel) netto energieverbruik; (iii) overheadkosten die administratieve ondersteuning, management en dergelijke omvatten; (iv) ook de mogelijke opbrengsten worden in rekening gebracht, met name de valorisatie van de restproducten en de netto opbrengst van de energieproductie. Elk van deze elementen wordt weergegeven in de overzichtstabellen met de resultaten van de berekeningen.

3.3.1.3 Veronderstellingen Ø De levensduur van de installaties wordt op 15 jaar vastgelegd. Dit komt overeen met de economische levensduur, dit wil zeggen de periode dat de voorziening daadwerkelijk wordt gebruikt (zoals opgegeven door de meeste leveranciers); Ø Er wordt gerekend met een reële discontovoet van 6%. Dit komt overeen met de huidige Belgische langetermijnrente (5.5%), vermeerderd met een opslag van 0.5% (VROM, 19982 ); Ø Er wordt uitgegaan van een tonnage te verwerken afval van 150.000 ton. Bij de leveranciers werd gevraagd de investeringskosten van de installaties voor deze capaciteit op te geven. Bij de berekening van de operationele kosten werd volledige benutting verondersteld, met andere woorden de verwerking van 150.000 ton;

2

In de methodiek milieukosten van VROM wordt uitgebreid ingegaan op de problematiek van de geschikte kostenvoet voor vermogensbeslag. Er wordt voorgesteld uit te gaan van de kapitaalmarktrente, gedefinieerd als de rente op tienjarige staatsleningen, verhoogd met een ‘opslag’. Deze opslag wordt afhankelijk gesteld van de beschouwde actor (b.v. bedrijfsleven, landbouw, overheid). In voorliggende studie wordt aangenomen dat de investeringen uitgaan van lagere overheden, waarvoor VROM een opslag van 0,5% aangeeft.



127

Ø De kostenelementen ‘onderhoud’ en ‘verzekeringen en diverse’ werden berekend als percentage van de investeringsuitgaven (resp. 3% en 2%); Ø Bij de kapitaals- en operationele kosten worden 15% overheadkosten gerekend, wat eerder een benedengrens vormt; Ø Overdrachten betekenen een herverdeling van kosten over de verschillende actoren (VROM, 1998) en worden in voorliggend rapport niet in rekening gebracht. Het betreft: h belastingen (cf. vennootschaps-, BTW); h heffingen (cf. stortheffingen); h mogelijke fiscale voordelen en subsidies; Ø Ook wordt geen kapitaals- en/of risicovergoeding in de berekeningen opgenomen. Er wordt met andere woorden geen commerciële marktprijs voor de verschillende systemen berekend, maar wel de kostprijs in enge zin; Ø De kostprijs van de verwerking van de restproducten werd gebaseerd op de OVAMpublicatie ‘Tarieven en capaciteiten van storten en verbranden’ (OVAM, 2000) en op bijkomende praktijkgegevens van exploitanten; Ø De berekeningen van de opbrengsten zijn gebaseerd op de eigen massa- en energiebalansen. De valorisatie van restproducten wordt gewaardeerd aan de huidige marktprijzen voor de verschillende fracties. In het geval van netto elektriciteitsproductie, wordt gerekend met een verkoopprijs van 1 BEF/kWh. Er wordt abstractie gemaakt van mogelijke subsidiëring (cf. ‘groene frank’).



128

3.3.2 Resultaten 3.3.2.1 Bespreking per systeem De berekeningen voor de referentiesituatie (roosteroven) zijn gebaseerd op de door de leverancier ingevulde vragenlijst. Deze gegevens werden getoetst aan praktijkervaringen en, waar nodig, gecorrigeerd. Voor het scenario RO-SNCR wordt de totale netto-kost geraamd op 2.856 BEF per ton. Het totaal van de kosten bedraagt 3.336 BEF en de opbrengsten uit electriciteitsproductie 480 BEF per ton. In het scenario RO-SCR liggen de investeringsuitgaven ca. 150 miljoen BEF hoger. De totale kost per ton bedraagt 3.510 BEF en er is een opbrengst van 475 BEF per ton uit elektriciteitsproductie. Dit resulteert in een totale netto kostprijs van 3.035 BEF per ton. De verwerkingsprijs van de bodemassen is gebaseerd op eigen berekeningen volgens de beschreven methodiek. Rekening houdend met de opbrengsten uit de verkoop van restproducten kost deze verwerking ca. 700 BEF/ton. Zoals reeds eerder aangegeven, betreft het berekeningen van kostprijzen in enge zin en niet van marktprijzen. De leverancier van de geïntegreerde pyrolyse vulde de vragenlijst niet in, maar bezorgde een overzicht van interne berekeningen voor een aantal referentiesituaties. De operationele kosten en opbrengsten werden daarbij niet in detail gegeven. In een bijkomende toelichting geeft de leverancier aan dat de vermelde bedragen eerder als bovengrens moeten beschouwd worden, gebaseerd op de strengste Duitse normen inzake veiligheid, geluid, emissies e.d. Men vermoedt dat de reële (operationele) kosten voor de Vlaamse situatie een stuk lager zouden uitvallen. De opbrengsten werden berekend op basis van de eigen massa- en energiebalans. De totale netto-kostprijs van dit systeem bedraagt 5.069 BEF per ton. Ook de berekeningen voor SVgis zijn gebaseerd op de ingevulde vragenlijst. De leverancier gaf een totaalprijs op voor de investering: 1,5 miljard BEF voor aanschaffingsprijs en bijkome nde kosten. Rekening houdend met de operationele kosten, overhead en de opbrengsten (verkoop restproducten) wordt de totale kostprijs voor dit systeem geschat op 2.565 BEF per ton. De inkomsten uit elektriciteitsproductie zijn niet in dit resultaat verwerkt, maar worden meegenomen in de verschillende scenario’s voor de eindverwerking van de RDF-fractie (cf. infra). Voor het SBioD-systeem werden de gedetailleerde leveranciersgegevens omgerekend volgens de eigen methodiek. De kapitaalskost bedraagt 920 BEF en de operationele kost 1.050 BEF per ton. De verkoop van restproducten levert 170 BEF per ton op. De netto kost wordt becijferd op 2.070 BEF per ton. Uiteraard dient zowel voor SVgis als voor SBioD nog de kostprijs van het verwerken van het RDF (resp. 308 kg/ton en 460 kg/ton) bijgeteld te worden in de verschillende scenario’s. Van de verschillende opties voor de thermische valorisatie van het RDF (circulerend wervelbed, vergassing, STEG, gasmotor) konden de berekeningen minder verfijnd uitgevoerd worden, bij gebrek aan realistische en betrouwbare kostprijsdata. Niettemin werd getracht op basis van literatuur en leveranciersgegevens een beeld te krijgen van de omvang van de kosten. De berekeningen van de kostprijs van het circulerend wervelbed zijn gebaseerd op praktijkgevallen, gecorrigeerd voor de eigen uitgangssituatie. Het totale investeringsbedrag wordt geraamd op 2.7 miljard BEF voor een installatie met een capaciteit van 150.000 ton.



129

De kostprijs per ton, exclusief de opbrengsten uit de elektriciteitsproductie die afhankelijk is van het beschouwde scenario, bedraagt 4.098 BEF (kapitaalskost: 1.867 BEF/t, operationele kosten: 1.697 BEF/t en overhead: 534 BEF/t). Voor de verwerking van het residu van de rookgasreiniging wordt in rekening gebracht dat 50% van het residu gestort wordt (cat. I) zonder immobilisatie en 50% met immobilisatie. De bodemassen worden afgezet als secundaire grondstof zonder verdere behandeling. In het scenario van SVgis-WBO bedraagt de totale verwerkingsprijs van 1 ton afval 3.279 BEF; in het scenario van SBioD-WBO ligt dit iets hoger: 3.458 BEF. De voorbehandeling is duurder in het geval van SVgis, maar dit wordt gecompenseerd door de lagere verwerkingskost van het RDF (minder RDF) en de hogere opbrengsten uit elektriciteitsproductie. Wellicht vormt het resultaat van deze berekeningen een benedengrens voor de werkelijke kostprijs. De gegevens zijn immers vooral afkomstig van leveranciers en konden onvoldoende aan de praktijk worden getoetst. Ook transportkosten zijn niet in rekening gebracht. Ter vergelijking: in de literatuur werd de kostprijs van een integraal systeem met voorbehandeling en circulerend wervelbed op 212 DEM/ton (ca. 4.400 BEF/ton) geschat (bron: LURGI, 1998). De scenario’s met vergassing - STEG als eindverwerking leverden het meest moeilijkheden op bij de kostprijsbepaling. De berekeningen steunen vooral op gegevens uit de literatuur, van de leveranciers werden weinig betrouwbare data verkregen. Ter illustratie, enkele kengetallen: - Voor een STEG wordt de totale investeringskost geraamd op 16.3 miljoen BEF per MW en de operationele kost op 16.7 MBEF/PJ. Voor een gasmotor wordt de totale investeringskost geschat op 18 miljoen BEF per MW (bron: MARKAL, 2000); - gegevens uit Duitsland vermelden een kostprijs van 200 - 230 DEM/ton (ca. 4.125 4.745 BEF/t) voor een systeem met voorbehandeling en vergassing; - in een Nederlands rapport wordt de kost van RDF-vergassing geschat op 30-60 ECU1995 per ton afval; - in literatuur vinden we investeringskosten voor vergassing/STEG terug van 850 tot 1340 $/kW (Holt, 1998; Farina e.a., 1998; De Puy e.a., 1999); - Morris (1998) raamt de kost per ton RDF-verwerking op 246 NLG (exclusief opbrengsten); - een leverancier schatte de kostprijs op ca. 200 DEM/ton RDF. De meest betrouwbare en vergelijkbare data werden gebruikt voor de eigen berekeningen. Uiteindelijk werd de kostprijs voor de verwerking van 1 ton RDF becijferd op 5.260 BEF, exclusief de opbrengsten. In het scenario van SVgis–Vgas-STEG wordt de RDF-fractie eerst gedroogd vooraleer verder te verwerken. Dit brengt een extra investering met zich van 60 MBEF, maar de hoeveelheid te verwerken RDF daalt van 308 kg/ton tot 238 kg/ton. Dit resulteert in een kost van 3.206 BEF per ton afval. Voor het scenario van SBioD–Vgas-STEG dient veel meer RDF verwerkt te worden (460 kg), waardoor de kostprijs hoger oploopt, tot 3.964 BEF/ton HHA.



130

3.3.2.2 Overzichtstabellen Tabel 3-26: Kosten systemen integrale verwerking en voorbehandeling (in BEF per ton)

RO-SNCR

RO-SCR

SVgis

SBioD

Pyro

Kapitaalskost

1.397

1.498

1.030

920

2.478

Operationele kosten

1.567

1.616

1.345

1.050

2.248

1.234 333

1.283 333

767 578

676 374

373

396

335

270

661

3.336

3.510

2.709

2.240

5.387

- Verkoop restproducten - Electr.productie

0 -480

0 -475

-144

-170

-136 -182

Totaal opbrengsten

-480

-475

-144

-170

-318

NETTO KOST

2.856

3.035

2.565

2.070

5.069

Verwerking RDF

n.v.t.

n.v.t

308

460

n.v.t.

kg/ton

kg/ton

KOSTEN

- vaste kosten - variabele kosten

Overhead kosten Totaal kosten OPBRENGSTEN

n.v.t.: niet van toepassing



131

Tabel 3-27: kosten van scenario’s met eindverwerking (in BEF per ton)

Svgis WBO

SBioD WBO

SVgis

SBioD

VGas-STEG

VGas-STEG

KOSTEN Kapitaalskost

1.605

1.779

1.535

1.878

- voorbehandeling - eindverwerking

1.030 575

920 859

1.030 505

920 958

Operationele kosten

1.867

1.830

1.992

2.366

- voorbehandeling - eindverwerking

1.345 523

1.050 780

1.345 647

1.345 1.021

Overhead kosten

428

451

418

517

3.900

4.060

3.945

4.761

-144 -477

-170 -432

-144 -596

-170 -627

-621

-602

-740

-797

3.279

3.458

3.206

3.964

Totaal kosten OPBRENGSTEN - Verkoop restproducten - Electr.productie

Totaal opbrengsten

NETTO KOST

3.3.2.3 Gevoeligheidsanalyse In deze paragraaf wordt een beperkte gevoeligheidsanalyse uitgevoerd, waarbij een aantal assumpties worden aangepast. Ø Scenario 1: er wordt slechts 120.000 ton verwerkt in de installaties (met 150.000 ton capaciteit). Dit betekent dat de totale investeringsuitgaven en de totale vaste kosten even hoog blijven, maar, omgerekend per ton verwerkt afval, toenemen. De variabele kosten en opbrengsten per ton blijven uiteraard wel gelijk; Ø Scenario 2: voor de berekening van de kapitaalskost wordt met een discontovoet van 8% in plaats van 6% gerekend. Dit brengt een verhoogde jaarlijkse kapitaalskost met zich; Ø Scenario 3: de economische levensduur van de installaties bedraagt slechts 10 jaar i.p.v. 15 jaar. Ook dit scenario impliceert een verhoogde kapitaalskost.



132

In onderstaande tabel wordt het resultaat van de berekeningen voor elk van deze scenario’s weergegeven. Tabel 3-28: Resultaten van de gevoeligheidsanalyse (kosten in BEF per ton)

RO

RO

SVgis

SBioD

SNCR

SCR

WBO

WBO

SVgis

SBioD

Pyro

Basisscenario

2.856

3.035

3.279

3.458

3.206

3.964

5.069

% t.o.v. referentie % t.o.v. referentie

100%

106% 100%

115% 108%

121% 114%

112% 106%

139% 131%

177% 167%

Scenario 1 (120.000 ton)

3.612

3.835

4.041

4.284

3.986

4.958

5.781

% t.o.v. referentie

100%

106%

112%

119%

110%

137%

160%

Scenario 2 (8%)

3.079

3.274

3.527

3.755

3.443

4.255

5.452

% t.o.v. referentie

100%

106%

115%

122%

112%

138%

177%

Scenario 3 (10 jaar)

3.370

3.586

3.869

4.164

3.770

4.654

5.979

% t.o.v. referentie

100%

106%

115%

124%

112%

138%

177%

VGas-STEG VGas-STEG

In de scenario’s van de (beperkte) gevoeligheidsanalyse nemen de kosten toe, maar wijzigen de percentages tegenover de referentietechniek (roosteroven) niet significant.



133

3.3.3

Besluiten

Nogmaals wordt benadrukt dat de resultaten van de berekeningen van de kostenaspecten met de nodige voorzichtigheid gebruikt en geïnterpreteerd moeten worden. De gegevens zijn immers vooral afkomstig van een beperkt aantal leveranciers die elk op hun manier gerapporteerd hebben. Daarenboven betreft het resultaten van simulaties en niet van reële installaties. Uiteraard is al het mogelijke gedaan om de data consistent en transparant te maken. Waar mogelijk, werden de berekeningen getoetst aan ex post gegevens van bestaande installaties. De verwerking in de roosteroven (referentiescenario) is met een kostprijs van iets minder (bij SNCR) en iets meer dan 3.000 BEF/ton HHA (bij SCR) het goedkoopst. De geïntegreerde pyrolyse vormt het duurste scenario, de kost per ton ligt meer dan 2.000 BEF per ton hoger (+77% t.o.v. RO-SNCR). Zowel de investerings- als de operationele kosten zijn hoger en de geschatte opbrengsten liggen een stuk lager. De berekeningen voor de verschillende verwerkingsscenario’s met SVgis en SBioD leveren resultaten op die tussen beide uitersten liggen, weliswaar duidelijk dichter bij de referentiesituatie. Als voorbehandeling is SVgis ca. 500 BEF/ton duurder dan SBioD, maar er dient wel minder RDF verwerkt te worden (308 kg/ton vs 460 kg/ton). Dit vertaalt zich in de kostprijs van de totale verwerking, vooral bij Vgas-STEG waar SVgis meer dan 750 BEF/ton goedkoper blijkt. Bij WBO als eindverwerking is het verschil kleiner (179 BEF/ton). In vergelijking met RO-SNCR als referentie liggen de verwerkingsscenario’s SVgis-WBO, SBioD-WBO en SVgis–Vgas binnen een marge van 20%, het scenario SBioD–Vgas blijkt ca. 40 % duurder. Indien RO-SCR als uitgangspunt wordt genomen, zijn deze marges respectievelijk 15% en 30%.



134

3.4 Bedrijfsvoering Het succes van een verwerkingsinstallatie, die ontworpen wordt om volcontinu te draaien, wordt in belangrijke mate bepaald door de bedrijfszekerheid. Voor een volledige evaluatie van de verwerkingsscenario’s dienen dan ook de verschillende aspecten van bedrijfsvoering te worden geëvalueerd. Hierbij komen volgende onderwerpen aan bod: procesbeheersing, betrouwbaarheid, veiligheid, onderhoud en flexibiliteit. Deze aspecten kunnen louter kwalitatief ingeschat worden. De besproken gegevens werden verzameld door bedrijfsbezoeken bij de verschillende referentie-installaties, in gesprekken met leveranciers en operators en uit de literatuur. Het aspect geurhinder wordt niet in de vergelijking opgenomen, vermits geen meetgegevens voor de verschillende systemen beschikbaar zijn. Het risico op geurhinder is het grootst bij de installaties waar het afval wordt overgeslagen en voorbehandeld. Elk van de onderzochte installatietypes neemt specifieke maateregelen om geurhinder te beperken. Het aspect geurhinder kan relevant zijn afhankelijk van de gekozen locatie en de wijze van bedrijfsvoering. 3.4.1

Procesbeheersing.

Onder procesbeheersing wordt verstaan: de mate waarin het proces gekend en beproefd is en vanuit die ervaring gestuurd en gecontroleerd kan worden. 3.4.1.1 RO De roosterverbranding is een technologie waarbij gesteund kan worden een jarenlange ervaring. De roosteroven werd in oorspronkelijke vorm ontwikkeld in de jaren '20 en evolueerde sindsdien van een eenvoudig verbrandings- en volumereductiesysteem tot een geïntegreerde afval-tot-energiecentrale. liv Het basisprincipe blijft het gecontroleerd (en getrapt) verbranden van afvalstoffen op een bewegende vloer. Het systeem wordt echter steeds verder ontwikkeld om tot een betere controle van het proces en een meer optimale verbranding te komen. lv Recente ontwikkelingen richten zich onder meer op verbetering van de processturing en -controle door invoering van nieuwe meet- en regeltechniek (visuele en IR meting, automatische sturing,…), theoretische modellering, aanpassingen in luchthuishouding (secundaire lucht, rookgasrecirculatie,..) en verbetering van de energierecuperatie (integratie van ketel in rooster en vuurhaard,…). lvi Bovendien is de roosteroven in de loop der jaren uitgebreid met aanvullende installatie-onderdelen voor energierecuperatie en rookgasreiniging. Ook in deze deelgebieden is er een blijvende technologische vernieuwing: optimalisatie van ketelontwerp, ontwikkeling van nieuwe rookgasreinigingssystemen en meetapparatuur,…. Vlaanderen beschikt over 11 performante roosterovens. Door regelmatige investering worden deze installaties aangepast aan de geldende stand-der-techniek. In deze blijvende optimalisering wordt ook vooruit gekeken naar ontwikkelingen van wetgeving en techniek. Zo hebben de meeste installaties momenteel plannen of realisaties op het vlak van NOxreductie, tot een niveau onder de Europese norm van 200 mg/Nm³.



135

De roosteroven kan beschouwd worden als een performant en gekend systeem, met ruime operationele ervaring. 3.4.1.2 WBO Het wervelbed is een reactortype met breed toepassingsgebied. Verbranding in een wervelbed wordt reeds lang toegepast, met name voor de verbranding van steenkool in elektriciteitscentrales. De verbranding van huishoudelijke afvalstoffen en RDF op industriële schaal wordt toegepast sinds de helft van de jaren ’90. Het systeem wordt in de eerste plaats ingezet voor de verwerking van homogene (of gehomogeniseerde) en bij voorkeur hoogcalorische brandstoffen. Een belangrijk toepassingsdomein is de verwerking van biomassa. Afhankelijk van het toepassingsdomein wordt geopteerd voor een bubbling, intern roterend of extern circulerend wervelbed. Deze types worden besproken in hoofdstuk 2. De wervelbedtechnologie is in permanente ontwikkeling en optimalisatie. Recente ontwikkelingen richten zich onder meer op optimalisatie van de sturing en verhoging van het energetisch rendement van de installatie.lvi Wervelbedverbranding kan beschouwd worden als bewezen en betrouwbare technologie. Voor de specifieke toepassing van verbranding van RDF in een extern circulerend wervelbed zijn referenties voorhanden in het buitenland. De technologie kan in dit domein als gedemonstreerd en operationeel beschouwd worden. 3.4.1.3 SBioD Biologisch drogen-scheiden is gebaseerd op het gebruik van de aanwezige biologische activiteit in het afval voor een droging van het materiaal. De mate van procesbeheersing is afhankelijk van de mate waarin de optimale condities worden gecreëerd om dit autogene proces te laten doorgaan. De ontwikkeling van het proces werd gebaseerd op tunnelcompostering van organisch afval. Voor de verwerking van huishoudelijk afval zijn enkele werkende referentie-installaties. De toepassing voor HHA werd recent ontwikkeld en voor het eerst gedemonstreerd in 1997.lvii Evoluties voor deze techniek richten zich op de optimalisatie en automatisering van de in- en uitvoer van het afval in de composteringstunnels. Het gebruik van een automatisch vulsysteem laat een automatische en afgesloten werking toe. Daarnaast wordt verbetering van de nascheiding beoogd. De bouw van dit type installatie in Vlaanderen wordt gepland door IOK, voor een capaciteit van 150.000ton/j. Opstart wordt gepland voor eind 2003. Een tweede installatie wordt gepland te Evergem. 3.4.1.4 SVgis Scheiden en vergisten is gebaseerd op het principe van anaërobe compostering. Vergisting wordt op ruime schaal toegepast voor organische afvalstoffen (GFT) en slib. Voor de vergisting van huishoudelijk afval is het nodig een voorafgaande scheiding van de metaalen inertfractie uit te voeren. De techniek wordt in Duitsland toegepast, met als hoofddoel de volumereductie van afval voor storten. lviii,lix Hierbij wordt de anaërobe vergisting gevolgd door een aërobe nacompostering. De toepassing op huishoudelijk afval met oog op productie van een RDF en verschillende gescheiden restfracties werd nog niet op industriële schaal gedemonstreerd. In Brecht wordt een installatie voor verwerking van GFT+ lx omgebouwd tot pilootinstallatie op semi-industriële schaal voor verwerking van HHA. Op



136

de Antwerpse Hooge Maey werd in januari 2001 een eerste full-scale behandelingsinstallatie voor HHA vergund. Een derde installatie is gepland te Beringen, voor opstart medio 2002. lxi Kritische factor in de procesvoering is de recirculatie en dosering van (voorbehandeld) afval in de vergistingreactor. Pompen en doseersystemen moeten voorzien zijn voor verwerking van het zeer pasteuse en corrosieve digestaat. Daarnaast dient de wassing van het digestaat te worden geoptimaliseerd met oog op de productie van afzetbare eindproducten. Deze bewerking werd tot heden enkel op pilootschaal gedemonstreerd. De procesvoering van het SVgis-systeem is gedemonstreerd. Voor verwerking van HHA is er nog slechts beperkte ervaring. 3.4.1.5 Pyro Het principe van pyrolyse werd reeds in vele toepassingen en op verschillende schaal gedemonstreerd. Sinds de jaren ‘70 wordt pyrolyse toegepast in batch- en continue systemen. Een nieuwe generatie pyrolysetechnieken werden ontwikkeld voor de verwerking van verschillende afvaltypes, sinds het begin van de jaren ’80. Deze systemen zijn nog in verdere ontwikkeling en optimalisatie. Voor een overzicht wordt verwezen naar de bijlage over pyrolysetechnieken. Verschillende oventypes zijn in gebruik. De draaitrommeloven met indirecte verwarming is het meest verspreide reactortype voor de verwerking van HHA. Voor de geïntegreerde versie met verwerking van de pyrolysecokes in een hoge-temperatuur-reactor bestaat slechts beperkte ervaring. De gecontacteerde leverancier (PKA) bedrijft een installatie op industriële schaal, doch niet op continue basis. Voor optimale procesvoering dient het afval te worden voorverkleind en gehomogeniseerd. Kritische elementen in de procesvoering zijn de zuivering van het geproduceerde gas en afstemming van pyrolyse-eenheid op de HTR. Het pyrolysegas moet gezuiverd worden tot een bruikbaar niveau voor de gasmotoren. Dit impliceert verwijdering van zure componenten en teer- en oliefracties. PKA kiest expliciet voor het kraken van het gas om een betrouwbare verdere verwerking mogelijk te maken. Verwerking van de pyolysecokes in de HTR vereist een vermaling (<1mm) en verwijdering van metalen. De werking van de HTR werd enkel gedemonstreerd op pilootschaal en in batchwerking. De werking van het geïntegreerd pyrolysesysteem is gedemonstreerd. Er is slechts beperkte ervaring met werking gedurende korte testperiodes (enkele maanden). Continue werking op industriële schaal werd nog niet gedemonstreerd. 3.4.1.6 Vgas De slakkenbadvergasser is een nieuw type installatie. Deze werd specifiek ontworpen voor de vergassing van vaste afvalstoffen. Het concept werd gebaseerd op vastbedvergassers voor bruinkool en steenkool. Hierbij kon gesteund worden op een ruime ervaring met de vergassing van steenkool en enkele jaren ervaring in de conversie van de installatie naar (gedeeltelijke) verwerking van afvalstoffen. De aanpassingen aan het basisconcept van de reactor betreffen in de eerste plaats het doseersysteem voor de brandstof en de slakkenafvoer. Deze aanpassingen moeten leiden tot een meer stabiele werking, hogere



137

doorzet en lagere onderhoudskost. Een eerste exemplaar van de slakkenbadvergasser is in opstart op de site van SVZ. Kritische factor bij de procesvoering is de samenstelling van het brandstofmengsel (RDF, houtafval, slib, ..) met maximalisatie van de verhouding afval/steenkool. Het mengsel moet dusdanig samengesteld zijn (chemisch en fysisch) dat het materiaalbed in de reactor optimale opwarming van het materiaal en penetratie van het syngas toelaat. De werking met een mengsel van verschillende brandstoftypes heeft de voorkeur boven monostromen. Het materiaal moet worden verkleind, gehomogeniseerd en gepelettiseerd of gebrikketteerd. De verder processing van het geproduceerde gas vormt een tweede kritische factor. Het gas dient gezuiverd en de samenstelling geoptimaliseerd voor de beoogde toepassing (STEG, gasmotor, methanolproductie). De gaszuivering moet gericht zijn op de verwijdering van zowel organische (teer) als zuurvormende componenten. De gehele installatie is samengesteld uit een groot aantal afzonderlijke eenheden, die elk een eigen proceskennis vergen. Sturing en bediening verloopt grotendeels gecentraliseerd en geautomatiseerd. Bij de ontwikkeling van de eerste referentie-installatie kon gesteund worden op de ruime ervaring van ingenieurs en operators met de vergassing van bruinkool. Het opbouwen van een volledig nieuwe en alleenstaande installatie zal waarschijnlijk gepaard gaan met nieuwe ontwikkelingsproblemen. De slakkenbadvergasser werd nog niet in continu bedrijf gedemonstreerd. Een eerste referentie-installatie is in opstart, als onderdeel van een grotere installatie met ruime ervaring op vlak van vergassing van bruinkool.

3.4.2 Betrouwbaarheid Onder betrouwbaarheid wordt verstaan: de mate waarin erop vertrouwd kan worden dat het systeem langdurig en continu zal kunnen werken. De ruime ervaring met roosterovens en wervelbedden garandeert de betrouwbaarheid van deze systemen. De leverancier kan zich bij opstellen van de werkingsgarantie (x uren/jaar) baseren op praktijkervaring. Werking van 85% (7500 uren/jaar) kan worden gegarandeerd. De mechanisch-biologische systemen wordt de huidige ervaring gebaseerd op een beperkt aantal referenties. Het betreft echter systemen met beperkte technische complexiteit. De onderdelen zijn hoofdzakelijk mechanisch. De biologische werking kan slechts beperkt of niet gestuurd worden. Voor de scheidingsinstallaties bestaat een risico op stilstand door blokkage. Dergelijke stilstanden zijn echter doorgaans van korte duur. Voor het SVgis-systeem kunnen problemen bij het doseer- en pompsysteem van de vergister voor langdurige stilstanden zorgen. Dit onderdeel wordt dan ook ruim gedimensioneerd en slijtvast uitgevoerd. Bij het SBioD-systeem kunnen problemen met het automatisch laad- en lossysteem van de composteerboxen voor operationele problemen zorgen. Het concept van dit systeem werd bij de bouw van de tweede referentie-installatie volledig herzien, om de kans op dergelijke problemen te beperken.



138

De Pyro- en Vgas-systemen vertonen een grotere technische complexiteit dan de andere bestudeerde systemen. De installaties bestaan uit verschillende aan elkaar geschakelde onderdelen, waarvan enkele met hoge techniciteit. Daarenboven beschikt men voor beide systemen over een beperkte ervaring met continu bedrijf van de referentie-installaties. Beide factoren zorgen voor een beperkte betrouwbaarheid. 3.4.3 Veiligheid Onder veiligheid wordt verstaan: enerzijds de mate waarin een risico op ongevallen met werknemers (en bezoekers) en op calamiteiten bestaat en anderzijds de gezondheidsrisico's waaraan werknemers worden blootgesteld. Wegens de beperkte beschikbaarheid van gegevens om deze veiligheidsrisico's te kwantificeren wordt in de besluitentabel voor deze factor geen score toegekend. De mechanisch-biologische systemen omvatten risico’s verbonden aan de werking van de overwegend mechanische scheidings- en transportsystemen. Het SVgis-systeem kent risico’s door de aanwezigheid van brandbaar biogas. De eventuele stock van dit gas dient te worden opgeslagen onder voldoende beveiligde condities. Deze risico’s zijn gekend en beheersbaar. De systemen RO en WBO omvatten risico’s verbonden aan de werking van mechanische systemen (transport, scheiding). Het ovengedeelte veroorzaakt risico’s van temperatuur en vuur. Risico’s van temperatuur worden beperkt door voldoende isolatie van de ovenruimte. De risico’s op brand worden in de eerste plaats beperkt door goed ontwerp en bediening van het doseersysteem, zodat het uitslaan van vuur naar de opslagbunker wordt voorkomen. De aanwezigheid van een stoomketel veroorzaakt risico’s van druk en temperatuur, door de aanwezigheid van oververhitte stoom. De rookgasreiniging genereert risico’s verbonden met opslag van chemicaliën (kalk, NH3 ,..) en een beperkt explosierisico bij opslag van actieve kool. Deze risico’s zijn gekend en beheersbaar, mits toepassing van een goed veiligheidssysteem. Voor de systemen Pyro en Vgas komen bij de hoger genoemde risico’s ook risico’s verbonden met de aanwezigheid van hoogcalorisch gas. In de procesvoering dient de kans op ontsnappen en ontsteken van dit gas te worden beperkt. Dit legt bijkomende eisen op aan de afdichting van reactoren, leidingen en verbindingen. De vergassingsreactor en HTR werken bovendien op hogere temperatuur (1500°C) dan de verbrandingssystemen. De beheersbaarheid en kennis van deze risico’s dient te worden aangetoond bij verdere demonstratie van het continu bedrijf van de referentie-installaties. Gezondheidsrisico's treden op bij (langdurige) blootstelling van werknemers aan onbehandeld afval. Bij thermische verwerking van het afval worden deze risico's maximaal beperkt. De gezondheidsrisico's worden veroorzaakt door opname van stof en endotoxines. Endotoxines komen voor in bacteriën geassocieerd met de organische fractie van afval. Blootstelling aan deze stoffen kan leiden tot (bioaerosol-gerelateerde) ademhalingsstoornissen. lxii Bijkomende studie is vereist om dit risico te kwantificeren. Momenteel zijn geen gegevens beschikbaar om dit risico voor de verschillende installatietypes in te schatten. Gezien de meer uitgebreide afvalmanipulatie kan dit risico hoger ingeschat worden in de mechanisch-biologische verwerkingssystemen (SVgis en SBioD).



139

3.4.4 Onderhoud In het luik onderhoud wordt ingegaan op de belangrijkste aspecten van slijtage en vereiste inspanningen voor handhaving van het optimale bedrijf van de installatie. De mechanisch-biologische systemen (SVgis, SBioD) omvatten hoofdzakelijk mechanische onderdelen. Deze vereisen een reguliere controle en onderhoud met beperkte technische complexiteit. Het geproduceerde digestaat in het SVgis-systeem is corrosief en geeft aanleiding tot verhoogde slijtage van de onderdelen die hiermee in contact komen. De belangrijkste onderhoudsposten voor het RO-systeem betreffen de bewegende delen op hoge temperatuur en onderdelen in contact met alkali in de rookgasreiniging. Roostertegels en vuurvaste bemetseling in de ovenruimte worden blootgesteld aan temperaturen tot 1200°C. Hiervoor dienen aangepaste materialen te worden gebruikt. Deze dienen regelmatig (jaarlijks) te worden gecontroleerd en eventueel vervangen. In de rookgasreiniging zijn de onderdelen die in aanraking komen met kalkmelk kritisch. Met name het kalkmelkdoseersysteem en de afvoersluizen voor het rookgasreinigingsresidu worden blootgesteld aan kalkaanlading en moeten regelmatig gereinigd worden. De opstapeling van (basisch) vliegas in de verschillende ‘dode hoeken’ van de ovenruimte en ketel dient eveneens te worden vermeden of geremedieerd. De wervelbedoven wordt geconfronteerd met bijkomende slijtagerisico’s onder invloed van de schurende werking van het zand. De hoge snelheid waarmee het zand wordt gecirculeerd veroorzaakt wrijving en slijtage. De andere onderhoudsposten zijn vergelijkbaar met deze van de roosteroven. Onderhoud van de Pyro- en Vgas-systemen wordt medebepaald door de werking op hoge temperatuur en de aanwezigheid van warm hoogcalorisch gas. Slijtage van de hoge-T-zone wordt voorkomen door gebruik van aangepaste vuurvaste bemetseling. Deze dient regelmatig gecontroleerd en eventueel vervangen. Mogelijke problemen treden op ter hoogte van de verschillende meetpunten in de reactoren. Op deze plaatsen dient de bemetseling te worden doorboord en ontstaan mogelijk materiaalspanningen omwille van thermische gradiënten. Het ruwe (warme) syngas bevat zuurvormende en corrosieve componenten. Hiermee dient rekening te worden gehouden bij keuze van de materialen en onderhoudscontroles.



140

3.4.5 Flexibiliteit Onder flexibiliteit wordt verstaan: de mate waarin het systeem kan inspelen op wisselende marktvoorwaarden op het vlak van zowel aanvoer van afval als afvoer van restproducten. De roosteroven stelt zeer beperkte eisen aan de afvalinput. Materialen met en brede range qua vorm, grootte en calorische waarde kunnen worden verwerkt. Voor een performante werking dient het afval te worden gehomogeniseerd en gemengd in de afvalbunker. De roosteroven is in staat om in te spelen op schommelingen of wijzigingen in de calorische waarde van het aangeboden afval, binnen een range van 60-120% van de ontwerpcapaciteit. Deze hebben invloed op de verwerkingscapaciteit doch leiden niet tot aanpassingen van het systeem. Gezien de beperkte afzet van materiaal treden ook op dit vlak weinig beperkingen naar flexibiliteit op. De WBO, Vgas en Pyro-systemen werken optimaal met voorverkleinde brandstoffen. Voor een stabiele werking dient het afval te worden gehomogeniseerd. De systemen zijn minder geschikt om in te spelen op een veranderende brandstofkwaliteit. Voor optimale werking of bij wijziging van de inputafvalsamenstelling dient uitgegaan te worden van het principe van de ‘complementaire brandstoffen’. Dit wil zeggen dat verschillende brandstoffen worden samengevoegd op basis van hun complementaire eigenschappen (vb. hoog- en laagcalorisch) om op die manier een geoptimaliseerde mengbrandstof te vormen. De vergasser is het meest gevoelig aan de fysische en chemische eigenschappen van de gevoede brandstofmix. De brandstof vormt een ‘pakking’ in de reactor die bovenaan wordt gevuld en onderaan verwarmd. Het afvalpakket schuift van boven naar onder door de reactor, terwijl het gevormde gas doorheen de pakking naar de top van de reactor verdwijnt. De brandstofsamenstelling moet fysisch (korrelgrootte, dichtheid) en chemisch (calorische waarde, samenstelling) op deze werking afgestemd worden. Het is dan ook nodig steenkool bij te doseren. Anderzijds is het voor optimale werking nuttig te beschikken over een keuzemogelijkheid van brandstoffen. De installatie wordt dus bij voorkeur niet bedreven voor één monostroom (vb. RDF), doch eerder voor een combinatie van bvb. slib, houtafval, RDF,… Aan de reststoffenzijde produceren de technieken WBO, Vgas en pyro stabiele producten met een constante kwaliteit. De WBO-bodemassen hebben een betere kwaliteit dan de RObodemassen. De afzet van de glasgranulaten in andere toepassingen dan straalgrit vormt nog onderwerp van onderzoek. Afzet als straalgrit is wel gegarandeerd. De mechanische-biologische systemen zijn in staat schommelingen in inputsamenstelling op te vangen. Zolang een minimale biologische activiteit aanwezig is, resulteren deze schommelingen louter in een gewijzigde verhouding van de verschillende afgescheiden fracties. De flexibiliteitsbegrenzing situeert zich voor deze systemen aan de afzetkant. Het SVgis-systeem produceert een vijftal verschillende reststromen (zand, inerten, vezels, residu, slibkoek). Voor elk van deze stromen dient een afzetkanaal te worden gevonden. Om prijsbeïnvloeding door monopolievorming te vermijden, is het bovendien wenselijk over meerdere afzetmogelijkheden per stroom te beschikken. Het geproduceerde RDF is een relatief vochtig materiaal met beperkte dichtheid. Hierdoor is dit RDF slechts beperkt stockeerbaar. Stockage genereert risico van zelfontbranding. Het RDF dient dus bij voorkeur direct te worden afgezet voor thermische verwerking.



141

Het RDF van het SBioD-systeem is droog en stabiel. Dit biedt de mogelijkheid tot stockage, zonder verlies van brandstofkwaliteit. Hierdoor kunnen eventuele schommelingen van de afzetmarkt of tijdelijk gebrek aan afzetroutes worden opgevangen. Dit systeem produceert naast de ferro en non-ferrofractie slechts 1 inertstroom. Er dient derhalve slechts voor 1 stroom afzet gevonden te worden.



142

3.4.6 Besluiten De besproken bedrijfsvoeringsaspecten worden in onderstaande tabel kwalitatief samengevat. Vermits de bedrijfsvoering op niveau van de individuele techniek moet bekeken worden, worden hier niet de scenario’s vergeleken. Tabel 3-29: kwalitatieve bedrijfsvoeringsaspecten

Procesbeheersing Betrouwbaarheid Veiligheid Onderhoud Flexibiliteit t.o.v. input output

RO ++ ++

SVgis 0 0

SBioD WBO SVgas + + 0 ++ -

Pyro -

0

+

+

0

-

-

++ 0

+ -

+ +

0 0

0

0 0

Samenvattend kunnen volgende besluiten geformuleerd worden: -

-

-

De roosteroven is de meest gekende en betrouwbare verwerkingswijze voor huishoudelijk afval. Het systeem beschikt bovendien over een grote flexibiliteit om schommelingen in afvalsamenstelling op te vangen. Scheiden-vergisten, Scheiden-Biologisch Drogen en Wervelbedverbranding zijn technieken die aanvankelijk ontwikkeld werden op andere afvalstoffen dan restafval van HHA. Alle werden recent ook gedemonstreerd op dit restafval (SVgis en SBioD) of RDF (WBO). De ervaring voor langdurende werking is nog beperkt. In vergelijking met de roosteroven, hebben de mechanisch-biologische voorbehandelingssystemen een relatief eenvoudige opbouw en procesvoering. Alledrie de technieken omvatten een voorscheiding van het afval. Geïntegreerde pyrolyse en Vergassing (in slakkenbadvergasser) zijn relatief nieuwe processen, die nog niet in continue werking op restafval van HHA werden gedemonstreerd. De productie van synthesegas leidt tot specifieke (nieuwe) proceskenmerken. Mogelijke knelpunten van deze technieken schuilen in de procesvoering van de reactoren op hogere temperatuur en de aaneenschakeling van de verschillende procesonderdelen.



143

4

ALGEMEEN BESLUIT......................................................................................................................................144 4.1 4.2 4.3 4.4 4.5 4.6

M ILIEU : ‘MINDER MILIEU-IMPACT ’....................................................................................................................146 ENERGIE : HOGER ENERGETISCH RENDEMENT ...................................................................................................147 M ATERIAAL : MINDER STORTEN – MEER MATERIAALRECUPERATIE...............................................................147 ECONOMIE : GOEDKOPERE VERWERKING............................................................................................................148 BEDRIJFSVOERING : BETERE PROCESBEHEERSING – HOGERE FLEXIBILITEIT VAN IN- EN OUTPUT .............148 BESLUIT ...................................................................................................................................................................149



144

4

ALGEMEEN BESLUIT

In deze studie werden verwerkingsscenario's voor grijs afval opgesteld en vergeleken op vlak van milieu-impact, energie, materiaalrecuperatie, kostprijs en bedrijfsvoering. Bij de keuze van de scenario's werd uitgegaan van een selectie en combinatie van processen die op korte termijn inzetbaar zijn op de huidige Vlaamse markt en op industriële- of pilootschaal gedemonstreerd zijn voor de verwerking van huishoudelijk restafval. De selectie van technieken gebeurde na een ruimere inventarisatie en bespreking in het begeleidingscomité dat de studie opvolgde. In dit begeleidingscomité waren de verschillende actoren op de afvalverwerkingsmarkt vertegenwoordigd. De scenario's worden schematisch weergegeven in de onderstaande figuur. REFERENTIE


mechanisch scheiden droog vergisten SVgis

verbranding extern circulerend wervelbed WBO vergassing slakkenbad Vgas

Gasmotor M

SYNGAS

biologisch drogen mechanisch scheiden SBioD

RDF

VOORBEHANDELING

STEG


GRIJS AFVAL

Roosteroven + bodemasbehandeling RO+BA

GEÏNTEGREERDE SYSTEMEN geïntegreerde pyrolyse met valorisatie syngas in gasmotor pyro

Als referentiescenario wordt uitgegaan van integrale verwerking van het afval in een roosteroven met energierecuperatie, rookgasreiniging en bodemasbehandeling. Vermits in Vlaanderen twee types DeNOx in gebruik zijn wordt onderscheid gemaakt tussen katalytische NOx -reductie (SCR) en niet-katalytische NOx-reductie (SNCR). Bij vergelijking van de technieken worden de afkortingen gebruikt, zoals in de figuur aangegeven. De evaluatie wordt gebaseerd op gegevens zoals aangeleverd door systeemleveranciers en gedeeltelijk op gegevens uit de literatuur. De gegevens werden gecontroleerd door eigen berekeningen en toetsing aan de praktijk. Voor het opstellen van de massa- en energiebalansen werd uitgegaan van een opgegeven afvalsamenstelling. Het beschouwde afval heeft een stookwaarde van 8.53 MJ/kg, een DS-gehalte van 67.4% en een asgehalte van 26.9 % op DS. Er werd steeds uitgegaan van een installatie voor verwerking van 150.000ton/j van het hoger gedefinieerde afval. Voor evaluatie van de verschillende criteria werd een omrekening naar impact per ton verwerkt afval uitgevoerd.



145

Om tot een volledige dataset te komen werden in de basisanalyse enkele veronderstellingen gemaakt, de belangrijkste worden hier weergegeven. Verschillende veronderstellingen werden verder getoetst in een sensitiviteitsanalyse: - RO : De roosteroven levert bodemassen aan een bodemasbehandelingsinstallatie. Deze is gedimensioneerd voor verwerking van 90.000ton/j. De referentie-oven is uitgerust met een stoomketel, een SNCR (of SCR als variante), halfnatte rookgasreiniging en aktief-koolinjectie. - SVgis : De installatie is uitgerust met een nascheiding op het digestaat. De resulterende vezel-, inerten zandfractie wordt hergebruikt, de hoogcalorische stromen worden verbrand, de gevormde slibkoek en het residu worden gestort. Het biogas wordt verbrand in een biogasmotor met SCR, aktiefkoolfilter en thermische oxidatie. - SBioD : De installatie heeft geen eigen elektriciteitsproductie. De verbruikte elektriciteit wordt aangekocht van het net. De gevormde inertfractie wordt hergebruikt. - Vgas en pyro : Beide technieken verbruiken zuurstof. Er wordt verondersteld dat deze zuurstof extern wordt aangekocht. - WBO : De (extern circulerende) wervelbedoven werd gedimensioneerd op een capaciteit van 150.000 ton/j en impacts werden teruggerekend per ton RDF-input. Bij wijziging van het brandstoftype werd verondersteld dat de verbruiken in de rookgasreiniging gelijk blijven. De oven is uitgerust met een SNCR, halfnatte rookgasreiniging en aktiefkoolinjectie. - Vgas : Voor de vergasser werd het elektrisch verbruik berekend, vermits geen volledige data werden verkregen van de leverancier. De vergasser is van het type slakkenbadvergasser. - M : De gasmotor (voor verbranding van synthesegas) is uitgerust met een SNCR. - pyro : Er wordt uitgegaan van een geïntegreerd pyrolysesysteem. De geproduceerde cokes wordt verwerkt in een smeltreactor. De performantie van alleenstaande pyrolysesystemen wordt niet besproken. De verschillende scenario's werden uitgebreid bestudeerd. Voor elk van de 5 criteria werd een verdere opsplitsing in deelcriteria gemaakt. In tabel 4.1 wordt de performantie van de verschillende scenario's gegeven ten opzichte van de roosteroven met SNCR (score 0). Voor elk van de criteria wordt een wenselijk evolutie opgegeven in de tweede kolom (vb. 'minder milieu-impact'). De scenario's worden t.o.v. deze wens geëvalueerd: score '+' indien aan de wens voldaan wordt; score '-' indien niet voldaan wordt. De verschillende criteria worden hieronder besproken. RO SNCR RO SCR SVgis-WBO SBioD-WBO SVgis-Vgas SBioD-Vgas Milieu

minder milieu-impact direct + hulpstoffen

minder milieu-impact incl. vermeden emissies

Energie

meer energierecuperatie

Materiaal

minder storten meer materiaalrecuperatie

Economie goedkoper Proces

betere procesbeheersing hogere flexibiliteit

Pyro

0

+

+

0

-

-

0

0

+

+

0

+

+

-

0 0 0 0 0 0

0 0 0 0 0 0

0 + 0 0 0

0 + 0 0 0 0/+

+ + + 0 -

+ + + -

+ + 0

Tabel 4. 1 : evaluatie van de afvalverwerkingsscenario’s, score t.o.v. referentiescenario RO-SNCR, ‘+’= beter dan RO SNCR tov het aangegeven criterium, ‘-‘= minder goed dan RO SNCR tov aangegeven criterium



146

4.1 Milieu : ‘minder milieu-impact’ De milieu-impact werd geëvalueerd met behulp van de Eco-indicator 99-methode. De impact wordt bepaald aan de hand van 3 categorieën: schade aan humane gezondheid, verstoring van het ecosysteem en uitputting van natuurlijke rijkdommen. Een globale beoordeling van de milieu-impact is moeilijk omdat vele verschillende parameters een rol spelen. De opgegeven scores gaan enerzijds uit van de directe emissies en emissies veroorzaakt door gebruik van gronden hulpstoffen, anderzijds worden de scores inclusief vermeden emissies gegeven. De impact (per ton HHA input) is in deze benadering sterk afhankelijk van de hoeveelheid te verbranden materiaal. In de RO- en pyroscenario’s wordt de volledige stroom thermisch behandeld, in de andere scenario’s wordt na voorafscheiding slechts een deel (het RDF) van de stroom verbrand. Het SBioD systeem is gericht op maximale RDF-productie, met vorming van een stabiel eindproduct. Bij SVgis wordt de hoeveelheid materiaal voor recuperatie gemaximaliseerd. Dit reflecteert zich in hogere impacts van directe en hulpstofgebonden emissies voor de scenario’s met SBioD, RO en pyro. Voor de directe en hulpstofgebonden emissies hebben het SVgis-WBO-scenario en het RO-SCR-scenario een lagere milieu-impact dan de andere scenario’s. De restfracties van SVgis (zand, inerten, vezels, residu,..) bevatten nog restkoolstof. Indien wordt aangenomen dat al deze koolstof uiteindelijk tot methaan wordt omgezet, hebben de SVgis-scenario’s een veel grotere impact op broeikasgerelateerde gezondheidseffecten dan de andere scenario’s. De score in Tabel 4.1 zou dan overgaan in ‘0’ of ‘-‘. In de basisbenadering wordt ervan uitgegaan dat de koolstof gebonden blijft. In de realiteit zal een gedeeltelijke (doch niet voorspelbare) omzetting in CO2 en methaan optreden. Hoewel met SNCR de Europese norm voor NOx -emissie ruim kan voldaan worden, heeft het verder beperken van de NOx -emissie door katalytische reductie een duidelijk effect op de milieu-impact van de roosteroven. De impact van de RO-SCR wordt dan vergelijkbaar met andere scenario’s die (met gebruik van een SNCR) omwille van hun lager rookgasvolume of andere verbrandingstechniek lagere emissies per ton HHA-input realiseren. Bij SVgis wordt biogas gevormd en door verbranding in elektriciteit omgezet. Zo voorziet de installatie in eigen verbruik. SBioD dient bij alleenstaande werking elektriciteit van het net aan te kopen. SVgas en pyro moeten brandstoffen en zuurstof aankopen. Deze laatste wordt extern in een energie-intensief proces aangemaakt. Beide externe elektriciteitsproducties veroorzaken een hogere milieu-impact. De score van de overeenkomstige scenario’s kan verbeterd t.o.v. de roosteroven indien met eigen elektriciteit wordt gewerkt. De energie voor de SBioD kan bijvoorbeeld geleverd worden door een nageschakelde WBO. Op basis van de energie die geproduceerd wordt kan berekend worden welke emissies (en dus effecten op het milieu) vermeden worden op andere plaatsen. Indien deze vermeden emissies in rekening worden gebracht, verhoogt de milieuperformantie van de vergassingsscenario’s met verbranding van het gas in een STEG (Vgas-STEG). Voor VgasM is het effect minder groot. Indien de vermeden emissies in rekening worden gebracht, verandert de score van het scenario SVgis-Vgas-STEG naar ‘+’. Voor SBioD-Vgas-STEG wordt de score '+' indien gerekend wordt met vermeden emissies van een fossiel park.



147

Indien de vermeden emissies op basis van een STEG worden berekend, wordt de score '0'. De relatieve score van de geïntegreerde pyrolyse gaat achteruit in deze benadering, gezien zijn laag energetisch rendement.

4.2 Energie : hoger energetisch rendement Het energetisch rendement van de scenario’s wordt geëvalueerd als tweede categorie. In de vergasser kan een beduidend hogere energie-opbrengst dan de andere technieken behaald worden. Dit resulteert in een verhoogd netto rendement voor de scenario's met vergassing, gecombineerd met een gasturbine (ca.25%). De andere gecombineerde scenario's hebben een vergelijkbaar energetisch rendement van ongeveer 20%. De geïntegreerde pyrolyse heeft een laag rendement van 7%. De optimale combinatie van technieken op vlak van energetisch rendement is afhankelijk van de effectieve syngasopbrengst in de praktijk. Onder de huidig opgegeven syngasopbrengst heeft het scenario SBioD-Vgas-STEG het hoogste energetisch rendement.

4.3 Materiaal : minder storten – meer materiaalrecuperatie De mechanisch-biologische verwerkingstechnieken (SVgis, SBioD) beogen de productie van een hoogcalorische brandstof (RDF) en herbruikbare restfracties. Ook in de andere technieken wordt materiaal voor hergebruik geproduceerd. De ferrofractie van RO en pyro is thermisch gereinigd en heeft een iets hogere afzetprijs dan deze van SVgis en SBioD. Beide laatste moeten verder gezuiverd worden voor afzet in de staalindustrie. De non-ferro heeft de beste kwaliteit na pyrolyse. Het materiaal is thermisch gereinigd en slechts beperkt of niet geoxideerd. In RO beperkt thermisch verlies, omzetting en versmelting de recupereerbaarheid van de non-ferro. De non-ferro uit SVgis en SBioD is niet geoxideerd, doch vereist verdere afscheiding van onzuiverheden. Alle technieken produceren een VLAREA-conforme inertfractie. Enkel voor behandeld RObodemas is de toepassing in de wegenbouw echter gedemonstreerd op grote schaal. De inertfracties uit mechanisch-biologische systemen kunnen zonder verdere behandeling of opmenging enkel gebruikt worden in aanvullingen en ophogingen. De conformiteit met vereisten van het Standaardbestek 250 is niet aangetoond. Het SVgis-systeem produceert bovendien een vezelfractie die gebruikt kan worden als turfvervanger. De hoge-temperatuursprocessen (geïntegreerde pyrolyse, vergassing) produceren een zeer inert glasgranulaat. De technische eigenschappen laten geen gebruik als bouwmateriaal toe. Dit materiaal vindt momenteel enkel toepassing als straalgrit, een doorgaans eenmalige vorm van hergebruik. De geproduceerde hoeveelheid materiaal voor recuperatie is maximaal voor SVgis-Vgas en minimaal voor RO en SBioD-WBO. Optimalisatie van de verwerkingstechniek ten voordele van materiaalrecuperatie (SVgis), geeft aanleiding tot de productie van te storten restfracties. Indien het systeem gericht is op de productie van brandstof (zoals SBioD) is de geproduceerde hoeveelheid stortresidu minimaal. De roosteroven produceert een relatief hoge hoeveelheid te storten residu. Enkel



148

in het SVgis-WBO-scenario ligt de hoeveelheid hoger. Voor het scenario SBioD-Vgas is de hoeveelheid te storten residu geminimaliseerd. De te storten restfractie van SVgis omvat slibkoek en residu. De slibkoek kan mee thermisch verwerkt worden met de RDF-fractie. Hierdoor wijzigt de score voor minder storten van ‘-’ naar ‘+’. Anderzijds verhoogt de hoeveelheid te verwerken RDF (en daalt zijn calorische waarde) en daardoor de milieu-impact. De relatieve score (‘+’) blijft echter bewaard. Het energetisch rendement van de SVgis-Vgas-STEG-route stijgt in deze benadering boven de 25%.

4.4 Economie : goedkopere verwerking Gegevens omtrent kostenaspecten werden voornamelijk bekomen bij de systeemleveranciers en, waar nodig, aangevuld met informatie uit literatuur. Om de kwaliteit van de gegevens te optimaliseren, werden de berekeningen getoetst aan gegevens van bestaande installaties. Het is belangrijk aan te geven dat de kosten gebaseerd zijn op simulaties en niet op reële aanbestedingen. Bij de berekening van de kostprijs werd onderscheid gemaakt tussen investeringsuitgaven en operationele kosten, gecorrigeerd voor opbrengsten. Op deze basis werd een jaarlijkse kost en een kostprijs per ton berekend. Een aantal elementen zoals heffingen, BTW, kapitaalsvergoeding, subsidies e.d. werden niet opgenomen, zodat het resultaat van de berekeningen niet als een marktprijs kan beschouwd worden. De verwerking in de roosteroven (referentiesituatie) blijkt met een kostprijs van iets minder (bij SNCR) en iets meer dan 3.000 BEF/ton HHA (bij SCR) het goedkoopst. De geïntegreerde pyrolyse vormt het duurste scenario, de kost per ton ligt meer dan 75% hoger. Zowel de investerings- als de operationele kosten zijn hoger en de geschatte opbrengsten liggen een stuk lager. De berekeningen voor de verschillende scenario’s met SVgis en SBioD leveren resultaten op die tussen beide uitersten liggen, weliswaar duidelijk dichter bij de referentiesituatie. Als voorbehandeling is SVgis duurder dan SBioD, maar er dient wel minder RDF verwerkt te worden. Dit vertaalt zich in de kostprijs van de totale verwerking, vooral bij Vgas-STEG. Bij WBO als eindverwerking is het verschil kleiner. In vergelijking met RO-SNCR als referentie liggen de scenario’s SVgis-WBO, SBioDWBO en SVgis–Vgas binnen een marge van 20%, het scenario SBioD–Vgas blijkt ca. 40 % duurder. Indien RO-SCR als uitgangspunt wordt genomen, zijn deze marges respectievelijk 15% en 30%.

4.5 Bedrijfsvoering : betere procesbeheersing – hogere flexibiliteit van in- en output De roosteroven is de meest gekende en betrouwbare verwerkingswijze voor huishoudelijk afval. Het systeem beschikt bovendien over een grote flexibiliteit om schommelingen in afvalsamenstelling op te vangen.



149

Scheiden-vergisten, Biologisch Drogen-Scheiden en Wervelbedverbranding zijn technieken die aanvankelijk ontwikkeld werden op andere afvalstoffen dan restafval van HHA. Alle werden recent ook gedemonstreerd op dit restafval (SVgis en SBioD) of RDF (WBO). De ervaring voor langdurende werking is nog beperkt. In vergelijking met de roosteroven, hebben de mechanisch-biologische voorbehandelingssystemen een relatief eenvoudige opbouw en procesvoering. Bij SVgis worden verschillende restfracties geproduceerd. De performantie van het systeem (en zijn milieu-impact) wordt mede bepaald door de afzet die deze fracties vinden. De flexibiliteit van de SVgis-scenario’s wordt dan ook beperkt door de nood aan verschillende afzetkanalen. Voor SBioD stelt deze beperking zich niet. Er wordt een enkelvoudige inertfractie geproduceerd. Het geproduceerd RDF is droog en stabiel. Dit biedt de mogelijkheid van stockage, zonder verlies van brandstofkwaliteit. WBO, Vgas en pyro-systemen werken optimaal met voorverkleinde brandstoffen. Voor optimale werking dient het afval te worden gehomogeniseerd. De systemen zijn minder geschikt om in te spelen op veranderende brandstofkwaliteit. In de opzet en bedrijfsvoering van systemen met mechanische voorbehandeling van het afval dient aandacht te worden besteed aan mogelijke risico’s voor gezondheid van werknemers en geurhinder. Deze aspecten konden niet gekwantificeerd worden. De flexibiliteit van Vgas wordt verder beperkt door de nood aan complementaire brandstoffen voor optimale werking. De installatie wordt bij voorkeur niet bedreven voor één monostroom. Het brandstofmengsel moet worden afgestemd op de werking van de reactor. Geïntegreerde pyrolyse en Vergassing (in slakkenbadvergasser) zijn relatief nieuwe processen, die nog niet in continue werking op restafval van HHA werden gedemonstreerd. De productie van synthesegas leidt tot specifieke (nieuwe) proceskenmerken. Mogelijke knelpunten van deze technieken schuilen in de procesvoering van de reactoren op hogere temperatuur en de aaneenschakeling van de verschillende procesonderdelen. Verdere demonstratie van deze technieken op industriële schaal is nodig om tot een goede procesbeheersing te komen.

4.6 Besluit Verschillende verwerkingsscenario’s voor restafval werden geëvalueerd en vergeleken. De roosteroven met energierecuperatie, niet-katalytische DeNOx , halfnatte rookgasreiniging, aktief-koolinjectie en bodemasbehandeling werd gebruikt als referentie. De referentie-installatie is een betrouwbaar en performant systeem, dat voldoet aan de geldende milieu-eisen en de nieuwe Europese verbrandingsrichtlijn. Indien men op korte termijn een uitbreiding van de Vlaamse verwerkingscapaciteit wenst te realiseren, hebben de volgende scenario's een betere performantie dan de referentieinstallatie:



150

-

Roosteroven met selectief katalytische reductie van NOx (RO-SCR) Scheiden-vergisten gevolgd door wervelbedoven. (SVgis-WBO), mits thermische verwerking van de slibkoek Biologisch drogen en scheiden gevolgd door wervelbedoven (SBioD-WBO)

De verschillen op vlak van milieuperformantie tussen deze drie systemen zijn relatief klein. In de gecombineerde scenario's wordt een beperking van de directe impacts gecompenseerd door verhoogde impacts uit productie van hulp- en brandstoffen. Het SVgis-scenario onderscheidt zich door een verhoogde hoeveelheid materiaalrecuperatie. De toepasbaarheid van de stromen dient nog te worden gedemonstreerd. Het SBioDscenario kenmerkt zich door een optimalisatie van de (RDF-)brandstofkarakteristieken en beperking van het te storten residu. Op vlak van energie, kostprijs en procesvoering is er geen of zeer weinig onderscheid tussen de drie hoger genoemde scenario's en het referentiescenario. Geïntegreerde pyrolyse wordt gekenmerkt door een relatief hoge kostprijs, lage energetische opbrengst en beperkt demonstratiestadium. Deze techniek houdt daarom geen verbetering in ten opzichte van het referentiescenario. Vergassing in combinatie met STEG is een veelbelovend scenario voor thermische verwerking van RDF. De techniek is momenteel echter nog onvoldoende technisch bewezen om vandaag reeds een betrouwbare werking te garanderen.



151

BIJLAGE 1 : TECHNISCHE AFVALVERWERKINGSTECHNIEKEN

BESCHRIJVING

VAN

Situering In fase 1 van het de studie werd een technologiebevraging uitgevoerd. Per technologietype werden vragenlijsten rondgestuurd naar verschillende leveranciers. In deze bijlage wordt een overzicht gegeven van de verzamelde informatie, zoals geleverd door de leveranciers. De gegevens werden niet volledig geanalyseerd en gecontroleerd. Bij overgang naar fase 2 werd een selectie uitgevoerd voor grondige evaluatie. De geselecteerde technieken worden besproken in het hoofdrapport en worden hier niet opnieuw vermeld. Deze bijlage omvat in 3 delen. Bijlage IA : Bespreking van mechanisch-biologische voorbehandeling : scheiden en nat vergisten. Bijlage IB: Bespreking van de pyrolysesystemen. Een voorselectie van deze technieken werd uitbesteed aan Prof. Fontana van de Université Libre de Bruxelles. Het verslag van deze opdracht wordt integraal weergegeven in hoofdstuk 1 van deze bijlage. In hoofdstuk 2 volgt de bespreking van de niet-opgenomen alleenstaande pyrolysetechnieken. De niet geselecteerde geïntegreerde vergassing en pyrolyseroutes worden in hoofdstuk 3 besproken. Bijlage IC : Bespreking van de thermische valorisatie van RDF in de cementproductie en als brandstof voor kleinschalige warmtekrachttoepassingen.


bijlage 1

152

Bijlage IA: mechanisch – biologische voorbehandeling 1

INLEIDING............................................................................................................................................................153

2

MECHANISCH-BIOLOGISCH : SCHEIDEN EN NAT VERGISTEN VAGRON........................153 2.1 PROCES......................................................................................................................................................................153 2.1.1 Mechanisch scheiden .................................................................................................................................153 2.1.2 Wassing van ONF .......................................................................................................................................155 2.1.3 Anaërobe vergisting van ONF+...............................................................................................................155 2.2 M ASSABALANS ........................................................................................................................................................157 2.2.1 Inputs ............................................................................................................................................................157 2.2.2 Outputs .........................................................................................................................................................157 2.2.3 Varia .............................................................................................................................................................158


bijlage 1A

153

5

INLEIDING

In de mechanisch-biologische verwerkingstechnieken wordt het binnenkomende afval in opeenvolgende stappen gescheiden in diverse fracties. De mechanische stappen omvatten breken, zeven, scheiden, wassen, enz. In de biologische stap wordt een deel van het aanwezige organische materiaal afgebroken, hetzij onder aërobe omstandigheden (composteren, drogen), hetzij onder anaërobe omstandigheden (vergisting met productie van biogas). De geselecteerde technieken worden besproken in het rapport.

6

MECHANISCH-BIOLOGISCH VERGISTEN VAGRON

:

SCHEIDEN

EN

NAT

6.1 Proces VAGRON (Groningen) heeft in samenwerking met Grontmij een scheidingsvergistingsinstallatie (SVI) ontwikkeld voor de behandeling van grijs afval. Na volledige realisatie zal de installatie bestaat uit vier integraal geschakelde bewerkingseenheden: • • • •

een mechanische scheidingsinstallatie; een wasinstallatie; een anaërobe vergistingsinstallatie; een papier/kunststofopwerkingsinstallatie.

Op basis van informatie die door Grontmij werd aangeleverd wordt navolgend de technische achtergrond van deze 4 bewerkingseenheden geschetst. 6.1.1 Mechanisch scheiden Het doel van de mechanische scheidingsinstallatie is het binnengekomen grijs afval te scheiden in twee hoofdstromen, namelijk een droge brandbare fractie RDF (Refuse Derived Fuel) en een relatief natte fractie ONF (Organische Natte Fractie), en daarnaast herbruikbare fracties af te scheiden (metalen, papier/kunststof). De procesonderdelen van de scheidingsinstallatie in hun onderlinge samenhang zijn schematisch weergegeven in Figuur 6-1


bijlage 1A

154

2 4 1

papier, kunststof

3

5

7 schroot

6

papier, kunststof

5

7 blik

1 2 3 4 5 6 7 8 9

bunker grijperkraan voedingstrechter eerste trommelzeef magneet tweede trommelzeef windzifter perscontainer non-ferro scheider

8 RDF

5

9

klein metaal non-ferro

ONF naar verwerking

Figuur 6-1: Schematische voorstelling van het mechanische scheidingsproces (bron: Grontmij)

Vanuit de bunker wordt het afval via transportbanden naar twee trommelzeven in serie gevoerd. Deze trommelzeven zullen een grove scheiding bewerkstelligen. De overloop van de twee trommelzeven (55-60% van de aangeboden stroom grijs afval) wordt RDF genoemd, omdat deze fractie voornamelijk hoogcalorische componenten bevat (± 13 MJ/kg). Op basis van de gekozen thermische valorisatieroute kan geopteerd worden om de calorische waarde van het RDF te wijzigen door verdere scheiding. In Groningen wordt daarom papier/kunststofmengsel afgescheiden Het papier/kunststofmengsel wordt afgezet als brandstof in toepassingen met hoge thermische capaciteit. Uit het overblijvend materiaal, RDF+ genoemd, worden metalen teruggewonnen door middel van elektromagneten. Schroot (uit eerste trommelzeef) en brik (uit tweede trommelzeef) worden verkocht. Vervolgens wordt de RDF+ (< 45% van de input aan grijs afval met calorische waarde van circa 9-12 MJ/kg) naar een afvalverbrandingsinstallatie afgevoerd. De doorval van de tweede trommelzeef wordt ONF (organisch natte fractie) genoemd, daar deze fractie voornamelijk bestaat uit (nat) organisch materiaal (50-60% droge stof) en inerte materialen als zand, stenen en glas (20-30%). Het organisch materiaal bestaat hoofdzakelijk uit keuken- en tuinafvalcomponenten, en is daardoor voor een groot biologisch afbreekbaar. De ONF passeert vervolgens een elektromagneet en een non-ferro afscheider. De ferro- en non-ferro metalen die tijdens deze scheiding worden teruggewonnen worden verkocht aan de metaalverwerkende industrie. De ONF wordt getransporteerd naar de ONF-opslag.


bijlage 1A

155

6.1.2 Wassing van ONF VAGRON zal de ONF vergisten met daaraan voorafgaand een wasstap om de inerte materialen terug te winnen en om de kwaliteit en de verwerkbaarheid van het resterende te vergisten organische materiaal te verbeteren. De installatie bestaat uit diverse was/trommelzeven, opstroomscheiders, een hydrocycloon en een zeefbandpers voor de ontwatering van de afgescheiden slibstroom. In de wasinstallatie wordt de ONF door toevoeging van water in een aantal stappen gescheiden in vier deelstromen: • • • •

zand; grof inert materiaal (zoals stenen, keramiek, stukjes glas, enz.); een slibfractie; en een organische fractie (ONF+) die nog aanvullend wordt verkleind.

6.1.3 Anaërobe vergisting van ONF+ In de full-scale installatie is gekozen voor toepassing van het natte (10-15% droge stof), thermofiele (55°C) systeem. Allereerst wordt de ONF+ naar een menginstallatie gevoerd, waar het materiaal wordt gemengd met gerecirculeerd water uit de digestaat ontwatering en waar stoom wordt toegevoegd om het materiaal in temperatuur te verhogen (zie Figuur 6-2) Recirculatie en menging van water met ONF+ heeft de volgende functies: • bereiken van het juiste droge stofgehalte; • temperatuur instellen op de gewenste waarde; • de mogelijkheid om inert materiaal af te scheiden dat na de wasinstallatie is overgebleven, ofwel door opdrijven ofwel door bezinken; • enting van vers ONF+, door de hoge methanogene activiteit van het gerecirculeerde water. Dit voorkomt verzuring van het verse materiaal en daardoor verstoring van het proces in de vergistingstanks.


bijlage 1A

156

water

recirculatie grootste gedeelte proceswater

biogas

ONF+

Menginstallatie

stoom

* opwekking stoom met uitlaatgassen die vrijkomen bij de productie elektriciteit

∩

elektriciteitsproductie *

4 Vergistingstanks

digestaat

schroefpersen/ droogtrommels klein gedeelte proceswater

afvalwaterzuiveringsinstallatie

digestaat

bouwstof op stortplaatsen

Figuur 6-2: Schematische weergave van de vergisting van ONF+

Vanuit de menginstallatie wordt het ONF+ vervolgens in de vier cilindervormige vergistingsreactoren gevoerd, die elk een volume hebben van ca 2750 m³. Indien voor het nat thermofiel wordt gekozen is een verblijftijd van 18 dagen voldoende om 60-65% van het organisch materiaal in de ONF+ af te breken. Het digestaat (vergiste ONF+) wordt ontwaterd in schroefpersen. Het ontwaterde materiaal, dat een droge stofgehalte heeft van 35-40%, wordt tenslotte gedroogd in een droogtrommel tot ca 60% droge stof. De waterstromen die in de ontwatering en de droging van het digestaat vrijkomen worden voor een groot gedeelte gerecirculeerd in de vergistingsinstallatie. Surpluswater wordt, na tezamen met het water uit de wasinstallatie te zijn gezuiverd in eigen beheer, geloosd op de openbare riolering. Het uiteindelijk digestaat is een gehygiëniseerd, gestabiliseerd product dat voor wat betreft structuur en samenstelling vergelijkbaar is met compost. Het zal in de eerste plaats als bouwstof op stortplaatsen worden gebruikt. Verbranding van het digestaat heeft geen zin, omdat het materiaal voor een groot deel uit onbrandbare componenten bestaat en daardoor een lage calorische waarde heeft (± 5 MJ/kg). Daarnaast kunnen bij verbranding, door het relatief hoge zoutgehalte in het organisch materiaal in het digestaat, mogelijk ongewenste dioxine-emissies ontstaan. Het gevormde biogas (100 Nm³, 55% CH4 ) wordt afgekoeld, ontwaterd en gebufferd. De opwekking van energie gebeurt in gasmotor-generator units (WKK-eenheden). De bij de productie van elektriciteit vrijgekomen warmtestromen (warm koelwater en hete uitlaatgassen) worden benut voor stoomproductie en verwarmingsdoeleinden.


bijlage 1A

157

6.2 Massabalans 6.2.1 Inputs De input-outputgegevens worden gegeven in Tabel 6-1. In de wasinstallatie, de vergistingsinstallatie en de papier/kunststof opwerkingsinstallatie wordt water verbruikt. De benodigde hoeveelheid water werd niet opgegeven in de door VAGRON geleverd artikels. De opgegeven waarde werd overgenomen uit de Averpastudie.

IN Afval water OUT biogas RDF regranulaat papier/kunststof ferro non-ferro inerten grof zand digestaat

SOM

1000,0 kg 200 liter hoeveelheid 40 420 50 100 30 10 100 40 16

eenheid kg kg kg kg kg kg kg kg kg

eindbestemming verbranding verbranding storten? verbranden/thermische valorisatie materiaalhergebruik materiaalhergebruik materiaalhergebruik materiaalhergebruik bouwstof op stortplaats

806

Tabel 6-1: input-outputgegevens scheiden-nat vergisten VAGRON

6.2.2 Outputs Het geproduceerde RDF is een voorafgescheiden hoogcalorische stroom. Afhankelijk van de gewenste calorische waarde kan een bijkomende scheiding van papier en plastiek worden uitgevoerd. Indien de gekozen thermische valorisatieroute afval met calorische waarde van 13MJ/kg kan verwerken, is geen aanvullende scheiding nodig. In het voorliggende geval kan dus uitgegaan worden van een gezamenlijke verwerking van de RDF-stroom, met een totale massa van 570kg per ton afvalinput. Voor de grove inerte fractie en zandfractie wordt hergebruik aangegeven. Er zijn geen gegevens bekend omtrent de kwaliteit van het materiaal t.o.v. de VLAREA-regelgeving. Deze weergave is geldig voor de gemiddelde samenstelling van grijs afval in de Provincie Groningen in Nederland zoals weergegeven in Tabel 6-2. Deze tabel verschilt enigszins van de samenstelling van grijs afval voor de referentiesituatie.


bijlage 1A

158

Component

% op basis van natgewicht

Organisch

35

Papier/karton

25

Kunststoffen

11

Ferro metalen

4

Non-ferro metalen

<1

Glas

5

Steenachtig materiaal

5

Diversen brandbaar

9

Diversen onbrandbaar

5

Totaal

100

Tabel 6-2: Gemiddelde samenstelling van grijs huishoudelijk afval in de Provincie Groningen (NL)

Het totaal van producten dekt niet de volledige 100% van de ingaande afvalstroom. De reden hiervoor is dat het organisch materiaal dat aanwezig is in het afval deels wordt omgezet in water tijdens de vergisting. Daarnaast heeft het digestaat een hoger droge stofgehalte dan het organisch materiaal in de ingaande afvalstroom. 6.2.3

Varia

De gegevens werden niet aangeleverd per invulling van de specifieke vragenlijst. VAGRON bezorgde ons enkele documenten en papers waaruit bovenstaande informatie werd gecompileerd. De was- en vergistingsinstallatie werd in bedrijf genomen begin 2000. Na enkele technische opstartproblemen werden nog technische aanpassingen doorgevoerd in de wasstap. De scheidingsinstallatie is reeds sinds 1998 operationeel.


bijlage 1A

159

Bijlage IB : Pyrolyse 1

VOORSELECTIE VAN ALLEENSTAANDE EN GEÏNTEGREERDE PYROLYSESYSTEMEN160 1.1 INTRODUCTION .......................................................................................................................................................160 1.2 PROCESS DESCRIPTION...........................................................................................................................................161 1.2.1 Introduction................................................................................................................................................. 161 1.2.2 Technical aspects ....................................................................................................................................... 161 1.3 A CTUAL AVAILABLE TECHNOLOGIES...................................................................................................................164 1.3.1 Rotary kilns with indirect heating (RK-i)............................................................................................... 164 1.3.2 Static furnaces with moving bed and indirect heating (SF-i)............................................................. 165 1.3.3 Static furnaces with fixed bed and direct heating (SF-d).................................................................... 166 1.3.4 Gasification processes............................................................................................................................... 166 1.4 SCHEMES FOR PYROLYSIS PROCESSES..................................................................................................................168 1.5 PRODUCTS VALORISATION AFTER SINGLE PYROLYSIS PROCESSES. .................................................................170 1.6 ENVIRONMENTAL ASPECTS...................................................................................................................................171 1.7 SELECTION OF PROCESSES......................................................................................................................................172 1.8 CONCLUSIONS..........................................................................................................................................................174 1.9 A NNEXES..................................................................................................................................................................175 1.9.1 Pyrolysis in rotating kiln technology...................................................................................................... 175 1.9.2 Pyrolysis in fixed bed technology............................................................................................................ 176 1.9.3 Pyrolysis in moving bed technology........................................................................................................ 176 1.9.4 Pyrolysis and gasification technology.................................................................................................... 176 1.9.5 Gasification technology ............................................................................................................................ 176

2

ALLEENSTAANDE PYROLYSESYSTEMEN............................................................................................... 177 2.1 THIDE ENVIRONNEMT – EDDITH ........................................................................................................................177 2.1.1 Proces........................................................................................................................................................... 177 2.1.2 Input.............................................................................................................................................................. 178 2.1.3 Output........................................................................................................................................................... 178 2.1.4 Valorisatie van de geproduceerde brandstof......................................................................................... 179 2.2 PYROLYSE TRAIDEC............................................................................................................................................180 2.2.1 Proces........................................................................................................................................................... 180 2.2.2 Massabalans................................................................................................................................................ 181 2.2.3 Emissies naar lucht.................................................................................................................................... 182 2.3 PKA ..........................................................................................................................................................................184 2.3.1 Proces........................................................................................................................................................... 184 2.3.2 Installatieopbouw....................................................................................................................................... 185 2.3.3 PKA alleenstaande pyrolyse met energierecuperatie (P-EN) ............................................................ 186 2.3.4 Massabalans................................................................................................................................................ 187

3

GEÏNTEGREERDE PYROLYSE EN VERGASSING................................................................................. 190 3.1 PYROLYSE - VERGASSING SERPAC.....................................................................................................................190 3.1.1 Proces........................................................................................................................................................... 190 3.1.2 Massabalans................................................................................................................................................ 192 3.2 THERMOSELECT ......................................................................................................................................................194 3.2.1 Proces........................................................................................................................................................... 194 3.2.2 Massabalans................................................................................................................................................ 195 3.2.3 Project Karlsruhe....................................................................................................................................... 196 3.3 PLASMAPYROLYSE EN VERGLAZING (PPV) - GLOBAL PLASMA SYSTEMS CORP . ........................................199 3.3.1 Proces........................................................................................................................................................... 199 3.3.2 Installatieopbouw....................................................................................................................................... 200 • Voorbehandeling........................................................................................................................................ 200 • PPV ............................................................................................................................................................... 202 3.3.3 Massabalans................................................................................................................................................ 203 3.3.4 Emissies naar lucht.................................................................................................................................... 204


bijlage 1B

160

1

VOORSELECTIE VAN ALLEENSTAANDE GEÏNTEGREERDE PYROLYSESYSTEMEN

EN

thermal treatment of waste : PYROLYSIS Door Professor André FONTANA en Dr. C. Gisèle JUNG Université Libre de Bruxelles Ecole de Commerce Solvay – Service de Chimie Générale et industrielle Ecole Polytechnique – Service de Chimi Générale et carbochimie 50, Av. F. D. Roosevelt CP165/61 1050 Bruxelles

1.1 Introduction Pyrolysis is a well known process, using different technologies. Since the 70’th pyrolysis is performed in batch or continuous processeslxiii,lxiv,lxv either at atmospheric pressure or under vacuum. The more sophisticated processes were involving the reprocessing of the solid pyrolytic products into liquid and gaseous fuels, aromatic compounds or solid carbon products (carbon black, activated carbon). The main problems encountered at that time are due to the fact that the processes costs were high and there was no viable market for the pyrolysis products. New generation of pyrolysis processes have been developed since the end of the 80’th for different kind of wastes. Alternative waste thermal treatment to incineration are gasification and pyrolysis. Gasification is a thermal conversion process in default of air, while pyrolysis occurs in absence of oxygen.

Thermal conversion ways Char, oils, Rich fuel gas

Poor fuel gas

Pyrolysis

Gasification

0


Air input

H2 O + CO2

Combustion

1

(Stoechiometry)

bijlage 1B

161

1.2 Process descriptionlxvi 1.2.1 Introduction Pyrolysis is a pre-treatment of waste at moderate temperature (450-750°C) in the absence of oxygen. The decomposition of the contained organic matter leads to the formation of a gaseous and a solid phases. These phases are rather homogeneous so that their thermal valorisation can be performed easily in better environmental conditions than the direct incineration of waste. The pyrolysis technique valorises their heat content by producing a stable storable solid fuel and an excess of gas to be burned. Pyrolysis furnaces can be sized for variable tonnage. Current trend seems to fit scale from 2 to 6 t/h per unit corresponding to capacity between 15,000 and 50,000 t/y. On the other hand, small pyrolysis furnaces from 1 to 2t/h (8,000 to 15,000 t/y) can be decentralised to reach local waste elimination. This process is suitable for the treatment of municipal waste and other kinds of dispersed hazardous waste with low or high heat content such as sewage sludge, hydrocarbon contaminated soils, solvents, used tyres, organic waste, waste oils,...which cannot be treated easily in classical incinerators. Pyrolysis is thus complementary to incineration in a rational waste management system. 1.2.2 Technical aspects After the pyrolysis of the rough waste (crushed and eventually dried), both solid and gaseous fuels have to be valorised. In single pyrolysis processes, the gases are either directly valorised on site or scrubbed in order to separate the condensable fraction. The char is stored for valorisation off site. In integrated processes, both gas and char are valorised on site either by combustion or gasification. Energy valorisation could be performed either by steam production or in prime mover after gas cleaning. 1.2.2.1 Pyrolysis (pre-treatment) There are several furnace types (vertical, horizontal fixed or rotating; fluidised bed, under vacuum or controlled atmosphere). Crushed waste are introduced in the furnace by an airtight mechanism. Waste moving forward into the furnace, organic compounds are thermally decomposed. The furnace temperature fixed typically between 450° and 600°C is obtained by indirect heating. The process generates a solid char (that is evacuated out by an airlock system) and a gaseous phase. The residence time lies generally between 30 and 60 minutes (rotating kiln or moving bed) or up to 8 hours for a fixed bed. 1.2.2.2 Solid char For MSW pyrolysis, the solid carbon residue is like a char or a low volatile high ash bituminous coal, poor in sulphur but contaminated with some heavy metals. After screening to separate ferrous, non ferrous metals and minerals, the solid fuel can be directly sent to a combustion or a gasification unit in an integrated process, or washed with water in order to be stored. It has been shown that the chlorine present in the waste input can be entrapped by addition of limestone or hydrates lime during pyrolysis and leached out as calcium chlorine in order to be used as an alternative fuel for cement works, lime industry, iron and steel industry or classical power plant.


bijlage 1B

162

1.2.2.3 Pyrolytic gases The composition of the gases from waste pyrolysis depends mainly on the waste input, the process temperature and pressure, and on the residence time in the furnace lxvii. Gases issued of pyrolysis are composed by a light non condensable phase, a heavy phase like tar and water. The heavy phase (eventually after cracking) is generally burned with the light phase. Combustion in a well-adapted boiler generates the energy necessary for heating the pyrolysis furnace and auxiliary devices. The energy excess can be valorised in a heating system or in an electricity power production system. The following scheme shows the possible pathways of valorisation after pyrolysis adjustable according to the waste input. Municipal waste

Electricity

Combustion

Steam

ASR Used tires Waste oils Plastic waste

P Y R O L Y S I S

Gasification

Fuel gas Syn gas

Recycling

Metals Carbon black

Recovery

Hydrocarbons

Sludge Hazardous waste

Landfilling

Table 1 gives the mass and energy balances a domestic waste in general. For municipal waste, the total energy potential of the pyrolysis products is about 14GJ/t. Waste (Temperature) Municipal (550°C)lxviii

input Condensable gases waste 290 kg/t 17 MJ/kg

Uncondensable gases 190 kg/t

Char Metals/ (% ashes) Inerts 300 kg/t (40) 120/100 kg/t 18 MJ/kg

Table 2: mass and energy balances for municipal waste input

According to the composition of the waste received by the VITO, the phase distribution has been calculated for wet and dry waste (Tables 2 and 3). Pyrolysis of this waste could produce a solid and a gaseous fuel with the possibility to recover respectively about 4,2 GJ/twaste and 6,8 GJ/twaste. By char screening, it is possible to recover about 60 kg/t of ferrous and non-ferrous metals.


bijlage 1B

163

(calculated, see annex 1) (500 – 550°C) Char Without separation 310 kg (57% ashes) of metals and minerals 14 MJ/kg With separation 200 kg (34% ashes) of metals and minerals 21 MJ/kg

Pyrolytic gases 690 kg (62% water) 10 MJ/kg

Table 3: Char and pyrolytic gas production by pyrolysis of 1t waste as received

down to 10% moisture (calculated see annex 1) (500 – 550°C) Char Pyrolytic gases Without separation 310 kg (57% ashes) of metals and minerals 14 MJ/kg 325 kg (20% water) 21 MJ/kg With separation 200 kg (34% ashes) of metals and minerals 21 MJ/kg Table 4: Char and pyrolytic gas production by pyrolysis of 1t dried waste


bijlage 1B

164

1.3 Actual available technologies There are 4 kinds of different technologies with industrial furnaces running at industrial or pilot scale. 1.3.1 Rotary kilns with indirect heating (RK-i) With indirect natural gas or fuel heating (RK-i-FuelH) With indirect flue gas heating (RK-i-FlueGH) 1.3.1.1 TECHNIP: the PYROPLEQ Process (RK-i-FuelH + RK-i-FlueGH) The municipal solid waste is coarse-shredded in a mechanical pre-treatment stage and then charged into an indirectly heated rotary kiln. Several tried and tested austenitic steels with high thermal and chemical resistance are available as materials of construction for the rotary kiln. The kiln designed according to the PLEQ technology is surrounded by a fixed heating muffle with separate heating chambers, which transmits the thermal energy of hot flue gases by radiation (and convection) to the waste inside the kiln. References are listed in the annex hereafter. 1.3.1.2 BABCOCK – NOELL – STEINMÜLLER Process (RK-i-FuelH + RK-iFlueGH) The rotary kiln is indirectly heated with either the flue gas from the combustion of the pyrolytic gases (Burgau), or by fuel (Salzgitter). Noell has experience at commercial size (6t/h) on hazardous waste, with runs of different hazardous and industrial wastes (up to 100% tyres input). Plants are running on electronic scrap and contaminated soils. The Burgau plant (Gunzburg, Germany) is a good example, running at 4t/h since 1989 on MSW. 1.3.1.3 THIDE ENVIRONNEMENT: the EDDITh process (RK-i-FlueGH) The waste is dried thanks to a rotating dryer fed with air extracted above the pit and gone through the heat exchanger. This step allows to bring the waste humidity down to 10%. The waste is convoyed into a rotary tube via a piston. The pyrolysis kiln is a jacked sealed tubular reactor. The combustion chamber for the pyrolysis gases is equipped with a low Nox burner. Gas combustion produces hot flue gas which travel through the double jacket of the kiln and provide the necessary heat for the pyrolysis reaction. The char issued from the process is recovered in a wet trommel in order to separate the metals and minerals and to leach out a large part of the chlorine. The clean solid has a trade mark: CARBOR. In the integrated process, the CARBOR is burned in a especially designed combustion chamber. A 1,25 t/h plant started in the beginning of 1999 in Nakaminato (Japan) and runs 3.500 hours till now. 1.3.1.4 The PKA process (RK-i-FuelH) The waste is convoyed into a rotary tube via a screw. The pyrolysis drum is heated externally with hot gas from the combustion chamber, which is operated with propane gas (for start-up) and (subsequently) with clean pyrolysis gas. Pyrolysis gas is prevented from escaping due to the fact that the drum is operated below atmospheric pressure and that a special sealing system is provided between the stationary and rotary drum section. The pyrolysis gas is drawn through a glowing zone in the gas converter. At approximately 1200°C and a retention time up to 2 seconds, the organic constituents of the carbonisation gas are cracked into short-chain components. In addition to the thermal destruction of


bijlage 1B

165

organic pollutants, the gas converter performs dedusting functions and results in the homogenisation of the cracked gas, which leaves the reactor towards the top with a temperature of 900°C-1000°C. The cracked gas is sent in a gas quenched an d subjected to a wet scrubbing where inorganic acid pollutants are washed out. After wet scrubbing, the gas is subjected to a sequence of dry filtering which remove any remaining organic pollutants as well as mercury and hydrogen sulphide. The clean cracked gas has a calorific value of ~ 4.000kJ/Mm3 . In the integrated version, the char is gasified after separation of the metals and the minerals. The syngas is valorised with the cracked gas. A 3t/h plant started in the end of 1998 in Aalen (Germany) and reaches now 70% of planned throughput per hour. Only the high temperature smelting reactor still is not in operation.

1.3.2 Static furnaces with moving bed and indirect heating (SF-i) With internal moving chain (SF-i-MC) 1.3.2.1 The TRAIDEC Process (SF-i-MC)j The waste need to be shredded at a size of approximately 20 cm in order to have a good running of the line. The waste is dispersed on a moving grid in an electrically heated furnace with a depression of about 50 mbar. The pyrolytic gases are extracted from the reactor and led to a combustion chamber. In the integrated process, after separation of the metals and minerals, the dry char is burned in another combustion chamber. An industrial plant is running at Ste FOY (France since autumn 1999). 1.3.2.2 PYROVAC: the PYROCYCLING Process (SF-i-MC) The waste is shredded prior to the process and then pneumatically conveyed towards the vacuum feeding device and then introduced into the pyrolysis reactor operating in a continuous feed mode. Indirect heating is achieved by means of molten salts. The reactor is equipped with a vacuum pump to maintain the hole system under a total pressure of less than 15kPa. The heat source is supplied the process gas and natural gas. A demonstration plant runs on biomass in Jonquière, 3,5t/h (Canada) With internal moving blades (SF-i-MB) 1.3.2.3 The ALCYON- Biothermic Process (SF-i-MB) The Biothermic process for MSW consists in a separation of a biofraction, metals, mineral fraction and refused derived fuel (RDF). There is a methanisation for the biofraction and pyrolysis or gasification of the RDF. The choice between pyrolysis and gasification depends on the market of the by-products more oils being produced by pyrolysis. For pyrolysis, a ploughshare batch mixer is used. This mixer is a horizontal mixing system with a horizontal cylindrical drum and a horizontally installed mixing shaft. Mixing tools ploughshare shovels - are arranged in defined configuration on the shaft which is equipped at both ends with bearings and seals and is driven at one end by a frequency controlled geared motor. The mixing elements are designed to produce the hurling and whirling principle, whereby the most efficient form of mixing technology the “mechanically generated fluidbed” is obtained. The results are: High mixing quality, short mixing time and high heat transfer


bijlage 1B

166

Individually adapted drive power and constant reproducibility The geometry of the mixing drum and the arrangement of the shovel on the shaft together with the peripheral speed are the result of the special tests of the product and the machine and are used in such a way that the highest quality of the mixing is obtained for all throughput material. The drum is heated electrically. There is a project of 22.000t/y of CDOM (Burning fraction of municipal solid waste) in Rivoli, Italy, waiting for financing.

1.3.3

Static furnaces with fixed bed and direct heating (SF-d)

1.3.3.1 NEXUS TECHNOLOGIES: the SOFTER Process The waste is roughly shredded before loading into steel bins. These bins go through the “pyrolysis tunnel”. During pyrolysis, a hot pyrolytic gas is liberated, burned and the hot flue gas travel through the charge in the steel bins. According to the low heat transfer coefficient from the flue gas to the charge, the residence time of the charge is about 7 hours. The char is extracted from the bins and collected in water. In the integrated process, the char is burned in a especially designed combustion chamber. The first plant (3t/h) is under construction in Digny (France). Rotary kilns with direct heating and gasification (RK-d) 1.3.3.2 Basse-Sambre E.R.I. : the SERPAC process. This process is an integrated process including pyrolysis and gasification in the same reactor. The reactor consists in a cylindrical lined rotary kiln with by a truncated cone gasification section at its end. Solid waste is fed into the reactor through a piston. In the first section, the waste is directly heated in an oxygen deficient atmosphere between 600 and 700°C countercurrently by the hot gases issued from the gasification of the char. In this section, pyrolysis of the waste generates a pyrolytic gases and a char. The rotating motion of the pyrolysis reactor transports the char towards the gasification section. Sub-stoichiometric amount of air is injected into the char where a partial combustion at about 800°C produces a reductive gas (CO + N2 ) and a slag. The design of the reactor ensures that the residence time of the waste and the char is sufficient to complete the reactions. The temperature of the gases from the char gasification is sufficient to maintain the pyrolysis section at the required temperature without the need for additional fuel. The ash residue leaves the gasification section and is water-cooled. The gas issued from the gasification of the char is mixed with the pyrolytic gases and the combined gas streams are burned in combustion chamber (boiler) between 1100 and 1200°C for a residence time of 2 seconds (6% oxygen). The exhaust gases are cleaned in a conventional dry scrubber. A 1t/hr commercial plant has been constructed at Budapest Airport in 1996. The technology is actually upgrated by the Basse-Sambre-ERI engineering team.

1.3.4

Gasification processes.

1.3.4.1 Thermoselect process. The initial stage uses a high pressure press to compact the solid waste in absence of oxygen through a degassing channel which operates up to 800°C. The gas and the solid issued


bijlage 1B

167

discharge the gasification column which operates at about 1200°C. Oxygen is fed to the gasifier and syngas is produced (hydrogen and carbon monoxide). At the bottom of the gasifier, a temperature of 2000°C is reached in order to get mineral and metal compounds in molten form. An horizontal decantation section operates at 1600°C in order to separate liquid metal and slag phases which are granulated into a water quench bath. The syngas is quenched and purified before use as fuel for the process and via a prime mover to generate electrical power. A pilot plant in Italy operates since 1994 and a commercial plant (225.000 t/y) started in Karlsruhe in 1999 and was stopped for further optimisation in July 2000. This process produces a inert glassy granulate and alloyed metallic granules. 1.3.4.2 OSC Process Engineering Limited. The waste is introduced in a closed reactor heated externally and operating between 700 and 1000°C. The feedstock is gasified with the largely carbon char residue being transported out of the reactor and separated from the gas stream. The produced gas is quenched to ambient temperature immediately it leaves the reactor by direct injection of water. This gas is cleaned in a wet gas scrubber and suitable for being fed to either a boiler or a prime mover for power generation. Typically 80% of the energy contained in the feedstock is converted into energy in the gas phase. A pilot unit of 60kg/h (twin feed vessel) is operating. 1.3.4.3 LURGI Processes. Lurgi develop different processes (fixed and fluidized bed) for different waste streams (industrial waste, mixed plastics, refinery residues, wood, biomass, …) and also for cotreatment of waste with coal.


bijlage 1B

168

1.4 Schemes for pyrolysis processes Hereunder are schematically presented the pyrolytic single pyrolysis and integrated pyrolysis. Exhaust gas 80 kg

310 kg

air

390 kg gas Waste 1T 10 MJ/kg

PYROLYSIS 450-600°C Drying

energetic valorisation 4.000 MJ Ash 100 kg

water

13MJ/kg 410 kg solid

water 200 kg

energetic valorisation 4.000 MJ washing water 10 kg Cl

Washing*

ferrous metals 90 kg

Exhaust gas

char 240 kg 40% ash - 17 MJ/kg

non ferrous metals 5 kg

screening sorting*

Glass, minerals 65 kg

* optional Figure 1: Single pyrolysis (Babcock - Pyroplec – EDDITh – Traidec – Softer)

NG (17 Nm3 )

Waste 1T 10 MJ/kg

Exhaust gas treatment

air

PYROLYSIS 450-600°C 1 hour

650 kg gas

CRACKING

1300 °C

350 kg 255 kg GASIFICATION 1300 °C solid

washing, Sorting*

ENERGETIC VALORISATION 7600MJ

Glass granules 170 kg

ferrous 45 kg non-ferrous 5kg glass,…45 kg

* optional Figure 2: Integrated pyrolysis (PKA - Alcyon)


bijlage 1B

169

air

Waste 1T 10 MJ/kg

DEGASSING 800°C 1-2 hours

ENERGY PRODUCTION 0,2 MWh

Syn gas

40,4 kg oxygen 480kg

830 kg

GASIFICATION (1200°C)

FUSION (1600-2000°C)

Gas cleaning

Water treatment

REACTOR homogenization (1600°C)

Metals and minerals 250 kg

Water 360kg

Sulfur 2,9 kg

Zinc concentrate 4kg

Mineral salts 13kg

Figure 3: Integrated gazification (THERMOSELECT)

Air

MSW 1t 10 MJ/kg

ENERGY VALORISATION

Boiler

Hot gases (CO + N2 ) Pyrolytic gases Solid char

Pyrolysis section

Combustion section

Bottom ash

Air Figure 4: Integrated pyrolysis-gazification (Basse Sambre ERI - Serpac)


bijlage 1B

170

1.5 Products valorisation after single pyrolysis processes. Single pyrolysis processes are well adapted to low capacity plants, in the range 10,000 – 50,000 t/yr and is a cheap technology. The differences between the minimum and maximum prices are related to different post- treatment options : • to burn directly the hot gases in the vicinity (hot pipes) in an existing plant using currently fossil fuel. • to generate steam in order to be sold or converted into electricity. • to separate the condensable oils in order to be stored for burning elsewhere, • to perform the thermal cracking of the hot gases into light fractions. In all cases, the solid fuel issued from single pyrolysis plants can be used as substitution for low grade coals in refractory industry, cement kilns or steel making. A recent study showed the compatibility (technological and economical) for co-burning in cement kilns. For integrated pyrolysis processes, the operating costs are in the same order of magnitude as for modern incinerators with complete gas cleaning systems. Nevertheless, this kind of processes leads to less ultimate residue associated with better material recycling potential, mainly for ferrous and non-ferrous metals. Furthermore, these processes generated less exhaust gases.


bijlage 1B

171

1.6 Environmental aspects The attractive aspects of thermal processes involving pyrolysis as a pre-treatment are related to the production of more homogeneous fuels for the energetic valorisation with a better control of the combustion process. Furthermore, there is a possibility of char conditioning into a substitution fuel (screening / washing). As the pyrolysis operating conditions are mild (low temperature, reducing atmosphere) only cadmium and mercury are volatilised. Most of the metals are found in a non-oxidised form in the solid with the mineral matters. Ferrous, non-ferrous and grit-glass are separated by magnetic field and screening. The remaining metals are contained in the char ashes. As a consequence, the solid fuel needs a special care for the further valorisation step. According to the mild operating conditions, the pyrolysis process does not induce the formation of oxy-chlorinated compounds (PCDD, PCFD). In some processes, most of the chlorine is eliminated by washing the char. The solid fuel can then be burned as substitution fuel in large industrial plants. In Burgau plant, the gas cleaning system after the pyrolytic gas combustion consists in a single treatment with sodium hydrogenocarbonate and active coal.


bijlage 1B

172

1.7 Selection of processes According to their industrial experience and the running time of the plants, the selection of technologies are presented in table 4 and 5 respectively for single and integrated pyrolysis processes. The rotating kiln technology is developed since more than ten years, mainly in Germany for specific industrial waste streams. The Burgau plant (Babcock) is a good example of a plant running on MSW since 1989, and is authorised to continue for ten more years. A joint venture seems now to be in preparation between Babcock, Noell and Steinmüller in order to develop their process together on the actual market. As this rotating kiln technology is now operating, we did select those which are today proposing solutions for municipal solid waste, i.e. EDDITh and PKA processes (in both single and integrated approaches). Technip is specialised on industrial waste and contaminated soils and Babcock will probably come back for MSW in the next future. The static furnaces with moving bed technology, developed by Traidec for different waste streams with the application for MSW, is ready today. The first furnaces are running successfully at demonstration scale. The Pyrovac process is developed for biomass. The Alcyon Biothermic process is still under development for MSW and commercial plant is under project, so that a delay is needed to validate this process. So, we did select Traidec (in integrated approach). The static furnaces with static bed technology, is developed by Nexus Technologies and a batch pilot plant is running today on MSW. A commercial plant is under construction, so that a delay is needed to validate this process. The rotary kiln integrated with combined gasification technology, is developed by BasseSambre-ERI and runs today at commercial scale on a waste similar to MSW. This integrated process (SERPAC) has been selected according to a new development effort for final upgrading of the furnace. The gasification technology developed in different processes is developed mainly by Thermoselect and OSC. No commercial plants are available for the OSC technology. For Thermoselect, this integrated process uses rather complicated techniques operating at very high temperatures involving refractory lining. The metallic alloyed granules containing ferrous and non-ferrous metals cannot be valorised by the actual techniques. For these reasons, this process is not selected.


bijlage 1B

173

EDDITh* 1,25 t/h 1999 (Nakaminato, Japan) 3.500 hours Rotary kiln, indirectly heated

Plant capacity Plant construction Running Technology

PKA * 3t/h 1999 (Aalen, Germany) 70% nominal capacity Rotary kiln, indirectly heated

Table 5: selected single pyrolysis processes

*available also in integrated version

Plant capacity Plant construction Running time Technology

EDDITh 1,25 t/h 1999 (Nakaminato, Japan) 3.500 hours Rotary kiln, indirectly heated

TRAIDEC 1.5 t/h 1999 (Ste Foy, France) 3 months Moving grates, indirectly heated

SERPAC 1t/h 1996 (Budapest, Hungary) 8000 hours Rotary kiln, directly heated

Table 6: selected integrated pyrolysis processes


bijlage 1B

174

1.8 Conclusions Decentralised treatment of dispersed and various kinds of waste by single pyrolysis, with energy valorisation of the issued fuels, could be a clean and cheap alternative to landfilling or to incineration after transport to large plants. There are actually reliable pyrolysis processes developed at industrial scale. In conclusion, pyrolysis can be an actual clean alternative to incineration. Simple industrial kilns are now available. Energy valorisation with in-site or off-site char energy recovery fits with lower investment costs than those aiming hydrocarbons recovery. High recycling rate of valuable metal scraps and less ultimate residue are of importance compared to incineration. Moreover, pyrolysis allows low capacities waste treatment with a variable waste input and fits then with local waste treatment leading to less transport costs and hazards.


bijlage 1B

175

1.9 Annexes 1.9.1 Pyrolysis in rotating kiln technology BABCOCK – NOELL – STEINMÜLLER process (Deutsche Babcock Anlagen GmbH) (Preussag Noell – KRC Energie – and Umwelttechlik Gmbh, Alfred Nobel Strasse, 20 D97080 Wurzburg, Tel : + 49 931 903 4142, Fax : +49 931 903 1000) with 0.5 and 6 t/h rotating furnaces running with more than 10 years experience on hazardous waste, with runs of different hazardous and industrial wastes (up to 100% tyres input). Municipal waste pyrolysis, Burgau plant, Landkreis Gunzburg (D), 4t/h, since 1989 Electronic scrap pyrolysis, Gaston, South Carolina, (USA) Contaminated soil pyrolysis, 6 – 7 t/h, Bönen, Landkreis Unna (D) PKA process (PKA Umlwelttechnik GmbH, Heinrich-Rieger-Str.5, D-73430, Aalen, Tel : +49 73 61 57230, Fax : +49 7361 572357 ) with 0.5 and 3 t/h rotating furnaces with a gas cracker and char gasification (industrial plant starting on municipal waste in June 1998). Full integrated system for MSW, single plants available. EDDITh process (Thide Environnement, 1, rue Fernand Raynaud, F 91100 CorbeilEssonnes, Tel : +33 1 60 90 1977, Fax : +33 1 60 90 1972, France), with a pilot 0.5 t/h rotating electric furnace . Hitachi (J) : industrial furnace under construction, 1.2t/h Arras (F) : industrial project, 3t/h PYROPLEQ process (Technip, Theodorstrasse, 90 D-40472 Dusseldorf, Phone : +49/211/659-3181, Fax : +49/211/659-3264) Como (I) : 1.6 * 17.4m (Sewage sludge : 2t/h), 900°C, 1988-1989 Hannover (D) : 0.3 * .8m, (Sewage sludge : 100kg/h), 1000°C Oftringen (CH) : 2.5 * 20m (Sewage sludge : 3.15t/h), 1990-1991 Herne (D) : 1.2 * 12m (Contaminated soils : 5t/h), 900°C, 1988-1989 Marktredwitz (D) : 1.8 * 10.5m (Contaminated soils : 3t/h), 600°C, 1993 Lingen (D) : 2.2 * 12m (hazardous waste : 1t/h), 1987 Karlsruhe (D) :2.4 * 12m (refinery waste combustion : 1.75 t/h), 1995-1996 Aalen (D) :0.8 * 1.7m (treatment of pyrolytic coke : 300kg/h), 1984 Gelsenkirchen, 0.8 * 7.7m (oil sludges and heavy oils), 1987 Korea, 2 * 19.4m (converter dust, 13t/h), 1988 Linz (A), 2 * 19.4m (converter dust, 13t/h), 1988 Berlin (D), 1.6 * 10m (de-oiling metals), 1988-1990 Bernau (D) 1.3 * 13m (composite material) 1989-1990 Available technology adaptable to tyres pyrolysis according to Noell experience at industrial scale (see above) SVEDALA process (Svedala Industries, Inc., Pyro Processing division, ‘tHofveld 5, B 1702 Groot Bijgaarden, Belgium, Tel : +32 2 481 09 60, Fax : + 32 2 481 09 61), used tyres pyrolysis : 2 t/h, 2*22 m, 4t/h, 2.4*30 m, 6.25 t/h, 3*36 m


bijlage 1B

176

1.9.2 Pyrolysis in fixed bed technology SOFTER process (Nexus Technologies, Zone industrielle des Iscles, Av. des Confignes, BP24, F-13834, Chateaurenard Cedex, France, Tel : +33 90 24 4410, Fax : +33 90 24 4429) with a batch pilot 0.2 t/h static horizontal electric furnace Industrial furnace under project (Digny, on municipal waste). Process adaptable to tyres. 1.9.3 Pyrolysis in moving bed technology TRAIDEC process (Traidec, Z.A. de Bellevue – Souzy, F-69610, Ste-Foy-L’Argentière, France, tel : +33-474-261115 - Fax : +33-474-261287 TIREC process (Alcyon S.A. Chantemerle, 39, PO Bàx 301, CH 1701, Fribourg, Switzerland, Tel : +41 264690310, Fax : +41 264690314), Lödige technology, with a 3 t/h static horizontal electric furnace. Pilot units (Loedige and Degussa) Industrial plants : 36,000 t/yr (used tyres, Kaoshiung, Taïwan, 1999) ; 18,000 t/yr (used tyres, Martigny Switzerland, 1999) ; two projects in France BIOTHERMIC process (Alcyon S.A. Chantemerle, 39, PO Bàx 301, CH 1701, Fribourg, Switzerland, Tel : +41 264690310, Fax : +41 264690314), Lödige technology, with a 3 t/h static horizontal electric furnace. Pilot unit (Loedige) Industrial plant : 22,000 t/yr (municipal waste, Rivoli, Italy, 1999) PYROVAC process (Pyrovac Inc., Parc technologique du Québec métropolitain, 333, Rue Franquet, Sainte-Foy , Quebec, Canada, Q1P 4C7, Tel : +1 418 652 2298, Fax : +1 418 652 2275). Vacuum pyrolysis of entire tyres with a demonstration plant of 150kg/h. 1.9.4 Pyrolysis and gasification technology SERPAC process (Basse-Sambre-ERI, S.A., Place de la Gare, 13, B-5190, Moustier-surSambre ; tel : 071-78.60.31, fax : 071-78.62.32) 1.9.5 Gasification technology THERMOSELECT process (Thermoselect S.A., via Naviglio Vecchio, 4, CH-6600 Locarno (Suisse), tel : +41-91-756.25.25 ; fax : +41-91-756.25.26.) OSC process ( OSC Process Engineering Ltd, Europa 67, PO Box 57 Stockport Cheshire, England SK3 OTJ, tel :+0161-428.0747 ; fax : :+0161-491.1565) Lurgi Envirotherm GmbH, Lurgiallee 5, D-60295 Frankfurt am Main, tel : +49(69)5808-0 ; fax : +49(69)58083939


bijlage 1B

177

2

ALLEENSTAANDE PYROLYSESYSTEMEN

2.1 Thide Environnemt – EDDITh 2.1.1 Proces Het EDDITh-proces bestaat uit drie stappen: afvalvoorbehandeling, pyrolyse en conditionering van de pyrolysecokes. De procesopbouw wordt gegeven in Figuur 2-1. In de voorbehandeling wordt het afval gebroken, ontijzerd en gedroogd. De gehomogeniseerde afvalstroom wordt ingevoerd in een draaitrommeloven (400-600°C, bij atmosferische druk). Deze levert pyrolysegas en pyrolysecokes. De cokes worden vermarkt onder de naam Carbor. Het gas wordt verbrand in een naverbrandingskamer. De warmte wordt gebruikt voor opwarming van de pyrolysetrommel. Na wassing wordt de inerte fractie en de metaalfractie uit de pyrolysecokes afgescheiden. De rookgassen worden gekoeld en gezuiverd via actiefkoolinjectie en filtratie op een doekenfilter.

Figuur 2-1 : processheet EDDITh-proces

Voor verwerking van 150.000 ton/j wordt voorgesteld te werken in 2 of 3 afzonderlijke eenheden van resp. 75.000 ton/j en 50.000 ton/j. Thide vermeldt dat bij opstellen van het proces werd uitgegaan van maximalisatie van de cokesopbrengst. Het pyrolysegas wordt verbrand voor gebruik in interne warmtetoepassingen. Er wordt geen energieproductie voorzien. Indien gewenst kan het


bijlage 1B

178

proces anders opgebouwd en gestuurd worden, met oog op bijvoorbeeld maximalisatie van de energieopbrengst. 2.1.2 Input De input-outputgegeves worden gegeven in Tabel 2-1. De gegevens werden gebaseerd op een standaard Franse afvalsamenstelling (OVW 8.4 MJ/kg, 35%DS). Voor de metaalen inertfractie werden geen getallen opgegeven doch enkel de vermelding 'identiek aan input'. IN Afval Hulpstoffen kalk ureum actieve kool water (regen)

1000,0

kg

4,0 3,0 5,0 2,0

kg kg kg kg

OUT Producten Carbor Rookgas ferro+non-ferro inerten zouten rookgasreinigingsresidu

240,0 kg ? kg 51 61,0 10,0 20

kg kg kg kg

Opmerkingen 4000kcal/kg = 16,7MJ/kg 0,75MW/ton

Eindbestemming thermische valorisatie

identiek aan input recyclage identiek aan input stortplaats cat 3 CaCl2 en NaCl van indamping pyrolysecokes stortplaats cat 1 ? Niet opgegeven in balans

Tabel 2-1 : input-outputgegvens EDDITh

Koel- en waswater loopt in een gesloten kringloop. Hier moet enkel water toegevoegd worden omwille van beperkte procesverliezen. Deze watertoevoer bedraagt 2 liter per ton afval. Hiertoe wordt regenwater gebruikt.

2.1.3 Output Verwerking van 1 ton huishoudelijk afval geeft aanleiding tot 240 kg pyrolysecokes met een calorische waarde van 16.7MJ/kg. Het pyrolysegas wordt intern verwerkt en wordt derhalve niet als outputstroom opgegeven. Op basis van 1 ton input wordt 400kg gas geproduceerd met een calorische waarde (OVW) van 11.7 MJ/kg. De leverancier geeft voor de afgescheiden fracties metalen en inerten geen exacte cijfers en gaat uit van 100% rendement afscheiding. Deze bewering kon niet geverifieerd worden. Vermits de scheiding wordt uitgevoerd na pyrolyse en na wassing van de pyrolysecokes, kan ervan uitgegaan worden dat het afgescheiden materiaal slechts beperkt verontreinigd is. De zouten ontstaan door indamping van het waswater van de pyrolysecokes. Er wordt geen melding gemaakt van de productie van rookgasreinigingsresidu. Naar analogie van gelijkaardige technieken en op basis van de input van actieve kool en kalk kan aangenomen worden dat minimaal 20kg residu wordt gevormd per ton afval.


bijlage 1B

179

De samenstelling van de rookgassen wordt gegeven in Tabel 2-2. Er wordt geen melding gemaakt van verzurende componenten.

emissies naar lucht H2 O N2 O2 CO2

hoeveelheid 555 kg/ton 2111 kg/ton 238 kg/ton 463 kg/ton

Tabel 2-2: emissies naar lucht EDDITh

2.1.4 Valorisatie van de geproduceerde brandstof Als mogelijke routes voor thermische valorisatie van de pyrolysecokes worden voorgesteld: cementindustrie, wervelbed, smelten van de as in een cycloonoven. Als voordeel voor verwerking in de cementindustrie wordt aangegeven dat er geen residu is en dat het gebruik buiten de pyrolseplant gebeurt. Verbranding in een wervelbed heeft als voordeel dat de pyrolysecokes een aangepaste deeltjesgrootte heeft voor dit type verbranding.


bijlage 1B

180

2.2 Pyrolyse TRAIDEC 2.2.1 Proces Het pyrolyse systeem dat TRAIDEC gebruikt bestaat uit drie afzonderlijke eenheden: • drooginstallatie; • pyrolyse stap; • verbrandingskamer. Een schematische voorstelling van de procesopbouw van dit systeem is weergegeven in Figuur 2-2.

Production of electricity 6.7 kg: steam /1 kW steam :1470 kg : 211 kW/ton of wastes

1 T of waste 8886 kJ/kg 57.4% DM

Dryer 332 kW/ton of wastes steam : 370 kg/ton of wastes

Chimney 6400 Nm3/ton of wastes

Water steam

380 kg water / ton of wastes

Propane

631 kg /ton of wastes 90% DM LHV=13933 J/g

Pilot flame 0.4 Nm3/ton of wastes

Residue of drying LHV gas:20759 J/g

1840 kg/ton of wastes

Neutralize r: Spongiacal lime

Condenser Canvas cover

Combustion chamber

LHV carbon products:12000 J/g

Thermolysis Electrical power:400 kW/ton of wastes

Combustion air

Boiler 150 °C

1000 °C Residence time> 2s

60°C

5 kg/ton of wastes

Ashes

Productivity=0.7

154 kg/ton of wastes

Résidue from fume purification

Fume treatment

Figuur 2-2: Schematische voorstelling van de geïntegreerde pyrolyse (TRAIDEC)

Het afval wordt gedroogd tot 90%DS. Het materiaal mag een maximale afmeting van 20cm hebben voor vlotte werking van het transportsysteem in de pyrolyseoven. De nodige verkleining is niet opgenomen in het voorgestelde processchema. In de pyrolyseoven wordt het afval op een bewegende kettingtransporteur gebracht. Het pyrolysegas wordt uit de reactor naar een verbrandingskamer geleid, waar het samen met de pyrolysecokes, na scheiding van mineralen en metalen, wordt verbrand. De warmte wordt gerecupereerd in een stoomketel (40bar, 400°C). De stoom gedeeltelijk afgeleid voor verwarming van de droger. Daarnaast wordt via een turbine elektriciteit geproduceerd. Het rookgas wordt gereinigd door droge kalkinjectie. Traidec heeft sinds de herfst van 1999 een werkende referentie op industriële schaal (1.5 t/u) in Ste Foy (Frankrijk).


bijlage 1B

181

Om 150.000 ton grijs afval jaarlijks te verwerken stelt TRAIDEC voor om met 4 afzonderlijke lijnen te werken. De capaciteit van elke lijn bedraagt ongeveer 37.500 ton per jaar. 2.2.2 Massabalans Een schematisch overzicht van de massabalans (input van grijs afval van 1000 kg) is weergegeven Figuur 2-3 en Tabel 2-3.

Waste 1000 kg

Dryer 0.9 kW/kg of water steam

Water vapor 369 kg

Dry material 574kg Water 57 kg Total 631 kg

76.5%

24.4%

Recyclable materials 477 kg

50.7%

Thermolysis gas 320 kg

24.8%

Carbon residue 157 kg

Ashes 154 kg

8.8%

Inorganics 55 kg

15.7%

Metal+glass 99 kg

Figuur 2-3: Massabalans pyrolyse TRAIDEC


bijlage 1B

182

IN Afval Hulpstoffen kalk propaan - opstart propaan - pilootbrander water

1000,0 kg 5,0 kg neutralisatie rookgassen 3,0 kg 5,0 kg 1840 kg per ton, doch gesloten circuit

OUT Producten Waterdamp

Opmerkingen

Eindbestemming

369 kg

Koolstofresidu Pyrolysegas

157,0 kg 12MJ/kg 320,0 kg 20MJ/kg

thermische valorisatie

ferro non-ferro inerten

22,4 7,2 124,4

ijzer en metalurgie ijzer en metalurgie stort

rookgasreinigingsresidu

incl. glas

15 kg ? Niet opgegeven stort cat 1

Tabel 2-3 : input-outputgegevens TRAIDEC

Per ton te verwerken grijs afval is 1840 kg water nodig is. Het gaat hierbij om koelwater dat circuleert en dus niet echt als inputstroom mag beschouwd worden. Voor verwerking van 1 ton afval is volgende input van producten vereist: Kalkmelk Ca(OH)2 wordt verbruikt om de vrijgekomen rookgassen te neutraliseren in de halfnatte gaswassing (5kg/ton grijs afval). Het rookgasreinigingsresidu werd niet vermeld bij de outputstromen. Naar analogie van gelijkaardige processen, wordt de hoeveelheid geschat op 15 kg/ton afvalinput. In berekening van de massabalans werd door Traidec noch met de kalkmelkinput, noch met de residu-output rekening gehouden. Propaan wordt verbruikt bij opstart en stopzetting van het verbrandingsproces in de verbrandingskamer. TRAIDEC rapporteert een hoeveelheid van 6 Nm³ per ton grijs afval. Verder is voor de waakvlam (pilot flame) ook 0.4 Nm³ per ton grijs afval voorzien. Als input wordt ook de hoeveelheid elektriciteit nodig voor het pyrolyse proces (440 kW/t afval) en het droogproces (0.9 kW/kg verdampt water) mee in beschouwing genomen.

De output-flows zijn weergegeven in Tabel 2-3. De geproduceerde pyrolysecokes (157 kg/ton) hebben een calorische waarde van 12MJ/kg. Ze worden verbrand, samen met het pyrolysegas in een oven van het ‘volcan’-type. Het pyrolysegas (320kg/ton) heeft een calorische waarde van 20MJ/kg.

2.2.3

Emissies naar lucht


bijlage 1B

183

De rookgassen voldoen aan de standaard waarden die worden opgelegd door de Europese richtlijn van 1996. Volgende tabel geeft de specifieke waarden weer (Tabel 2-4). Tabel 2-4: Emissies naar de lucht (TRAIDEC)

Emissies NOx SOx CO HCl HF CO2


Hoeveelheid g/ton grijs afval < 2560 < 320 < 320 < 64 < 6,4 < 320

bijlage 1B

184

2.3 PKA PKA beschikt over verschillende pyrolysesystemen. De geïntegreerde versie wordt besproken in het rapport. De hierna volgende bespreking is van het niet geïntegreerde proces. 2.3.1 Proces PKA beschikt over een draaitrommeloven met indirecte verwarming. Het afval dient te worden verkleind in een shredder en wordt in de oven gebracht d.m.v. een schroef. De pyrolysetrommel wordt steeds gevolgd door een krakingskolom. Hierin worden organische componenten afgebroken tot korte koolwaterstoffen. Het water in het gas vormt met de koolstof van de reactor CO en waterstof. Vermits voor de kraking lucht wordt toegevoegd, wordt het pyrolysegas verdund met N2 . Dit leidt tot een verlaging van de calorische waarde. Het gas wordt eveneens ontstoft en gehomogeniseerd. Het gas passeert vervolgens door een boiler en een mouwenfilter. De gevormde pyrolysecokes (char) worden uit de reactor gebracht via een waterbad met schroef. Het water zorgt behalve voor afdichting van de reactor ook voor activering van het charoppervlak. Indien activering niet nodig is, kan droge afvoer voorzien worden. Het gequenchete en gefilterde crakingsgas wordt door een basische natte wassing gestuurd. Daarna volgt een sequentie van droge filters om rest organische verontreiniging, kwik en waterstof sulfide te verwijderen. Het gezuiverde pyrolysegas heeft een calorische waarde van 4000 kJ/Nm³. Het geproduceerde gas wordt grotendeels aangewend voor elektriciteitsproductie in gasmotoren. In een warmtekrachtcentrale wordt het gas omgezet in elektriciteit en warmte. Het warmteoverschot kan gebruikt worden voor externe gebruikers als warm water of voor koeldoeleinden.


bijlage 1B

185

2.3.2

Installatieopbouw

Figuur 2-4 : mogelijke configuraties van het PKA-systeem

PKA stelde een viertal varianten voor. Het betreft alleenstaande systeem en geïntegreerde systemen, waarbij de vereiste verwerkingscapaciteit van 150.000 ton/j wordt gerealiseerd in 1 of 2 installaties. De samenstelling van de installatie wordt aangegeven door een lettercode: P = pyrolyse, I = inertisering, EN = energierecuperatie. Dit wordt visueel voorgesteld in Figuur 2-4. De voorgestelde varianten betroffen P-EN en PI-EN installaties in enkelvoudige site (150.000 ton/j) of verspreid over twee sites (60.000 en 90.000 ton/j). De verdere vergelijking wordt uitgewerkt voor de enkelvoudige installaties, vermits deze een lagere kost vertegenwoordigen. PKA beschikt over een werkende alleenstaande pyrolyseplant op huishoudelijk afval. Een 3 ton/u installatie werd eind 1998 opgestart in Aalen (D). De hoge-temperatuur-smeltreactor is nog niet in werking.


bijlage 1B

186

2.3.3 PKA alleenstaande pyrolyse met energierecuperatie (P-EN) In dit type installatie wordt het geproduceerde gas omgezet naar elektriciteit in een gasmotor (of eventueel stoomturbine). Een overschot warmte en elektriciteit kan verkocht worden. Deze variante is interessant wanneer de geproduceerde pyrolysecokes verkocht kunnen worden en onvoldoende (of dure) elektriciteit ter beschikking is. Zo kan dit type bijvoorbeeld gecombineerd worden met een baksteenfabriek, waar de cokes wordt gebruikt als porositeitvormer en de elektriciteit wordt gebruikt door de fabriek. Voor verwerking van 150.000 ton/j in 1 installatie wordt geopteerd voor 3 lijnen met elk een capaciteit van 4 ton/u.


bijlage 1B

187

2.3.4 Massabalans De input-outputgegevens worden gegevens in Tabel 2-5 en Figuur 2-5. IN Afval Hulpstoffen Pyrolyse smeermiddel propaan stikstof Gasreiniging kalk actieve kool vlokmiddel zwavelfilter water

1000,0 kg

0 5 ton per jaar 0,3 veiligheidsfakkel 6,4 2,0 kg 0,6 kg 0,2 kg 1,9 129,0

(waakvlam)

neutralisatie rookgassen

OUT Producten

Pyrolysecokes

165,0 kg

Metaal cokesbehandeling Metaal voorafscheiding

20,0 kg 10,0 kg

Rookgasreinigingsresidu As van kraking

10 kg ? kg

Opmerking

Eindbestemming

99% DS

thermische valorisatie hergebruik hergebruik stort stort

Tabel 2-5 : input-outputgegevens PKA, alleenstaand

De calorische waarde van de pyrolysecokes bedraagt, op basis van de energiebalans, 8,6 MJ/kg. Dit is dezelfde calorische waarde als de afvalinput. De pyrolyse leidt dus niet tot een verhoging van de calorische waarde. Er werden geen gegevens verstrekt omtrent de kwaliteit van het afgescheiden metaal. Gezien de oorsprong kan verondersteld worden dat de metaalfractie van de voorafscheiding onverbranden (plastiek, papier,…) bevat. Het metaal uit de cokesbehandeling heeft een hogere zuiverheidsgraad. Het pyrolysegas wordt gekraakt en nadien gereinigd in een natte wassing. Het gezuiverde gas heeft een calorische waarde van 3,6 MJ/kg. Deze relatief lage waarde wordt veroorzaakt door verbranding van koolwaterstoffen en verdunning met stikstof bij het kraken. Het waswater wordt geneutraliseerd met Ca(OH)2 . Om het zoutgehalte van het gas op een aanvaardbaar niveau te houden, wordt ongeveer 200 l waswater per ton input afval uit het gesloten circuit afgevoerd. Dit water wordt verdampt om het zout (rookgasreinigingsresidu) te extraheren.


bijlage 1B

188

Massen- und Energiebilanz 3 x 4 t/h Restmüll 150.000 t/a

PKA-Sort 150.000 t/a Metalle

147.000 t/a

3.000 t/a

Leichtfraktion

Metalle 3.000 t/a

Trocknung 147.000 t/a

6,6 t/h

Koksaufbereitung 27.800 t/a

97.600 t/a 3 x 4,3 t/h

24.800 t/a

7.500 h/a

Pyrolyse 97.600 t/a

Koks

27.800 t/a

24.800 t/a Koks zur Verwertung/ Deponie

Pyrolyse-Gas 232.700 MWh/a

Reingaserzeugung 232.700 MWh/a

82.000 MWh/a Eigenbedarf Reingas

1.500 t/a

Reingasabgabe 150.700 MWh/a

Gasreinigungsreste Eigenbedarf Trocknung 44.200 MWh/a 20.956 MWh/a

Eigenbedarf Strom

Dampf zur externen Nutzung

MWh/a 24.400

BHKW

für Aufb./Pyrol./Schmelz./ohne O 2-Erz. 3.253 kW

6,6 MWel

Stromabgabe 25.300 MWh/a

Wärmeerzeugung 74.000 MWh/a

Gesamtinput Energiegehalt Restmüll Input mit

150.000 t/a 8,6 GJ/t 57% TS-Anteil

Koks nach Pyrolyse Granulat nach Schmelzzyklon Energiegehalt Koks

Energiegehalt TS-Gehalt nach Trocknung

358.333 MWh/a 85%

Energiegehalt Reingas Dichte Reingas

99% TS-Anteil 90% TS-Anteil 59.520 MWh/a 3 4 MJ/m 3 1,1 kg/m

Figuur 2-5 : massa- en energiebalans voor aleenstaand PKA systeem


bijlage 1B

189

De kwaliteit van de pyrolysecokes wordt gegeven in Tabel 2-6 en Tabel 2-7. De uitlooggegevens zijn slechts beperkt relevant, vermits het hier een brandstof betreft.

Components % of fluff DS C Ashes; including - Al2 O 3 - SiO 2 - CaO - Fe2 O 3 - Diverse Hydrogen Nitrogen Sulphide Chloride TOC Rest

Typical value 35,0% 34,0% 55,0% 27,0% 25,0% 23,0% 6,0% 19,0% 1,1% 1,7% 0,4% 0,3% 0,5% 7,0%

Tabel 2-6 : samenstelling PKA pyrolysecokes

Leachate test

Unit

Leachate

Limit (TASi II)

pH value

-log (pH)

6-9

5,5 - 13,0

Lead (Pb)

mg/l

< 0,06

1

Cadmium (Cd)

mg/l

0,02

0,5

Chromium (Cr)

mg/l

< 0,03

0,1

Copper (Cu)

mg/l

< 0,04

5

Nickel (Ni)

mg/l

< 0,05

1

Zinc (Zn)

mg/l

0,05

10

Mercury (Hg)

mg/l

not found

0,02

All Org. Halog. (AOX)

mg/l

not found

1,5

Phenole

mg/l

not found

50

Tabel 2-7 : uitloogbaarheid PKA pyrolysecokes


bijlage 1B

190

3

GEÏNTEGREERDE PYROLYSE EN VERGASSING

Het geIntegreerde pyrolysesysteem van PKA werd opgenomen in de selectie voor fase 2 en wordt dus besproken in het hoofdrapport.

3.1 Pyrolyse - vergassing SERPAC 3.1.1 Proces Het geïntegreerde pyrolyse- en vergassingsproces van SERPAC bestaat uit één reactoroven waarin zowel de pyrolysestap als de vergassings/verbrandingsstap plaatsvinden. Een schematische voorstelling van de procesopbouw van dit systeem bij SERPAC is weergegeven in Figuur 3-1.

Air

MSW 1t 10 MJ/kg

Boiler

ENERGY VALORISATION

Hot gases (CO + N2) Pyrolytic gases Solid char

Pyrolysis section

Combustion section

Bottom ash

Air Figuur 3-1: Schematische voorstelling van de geïntegreerde pyrolyse-vergassing

(SERPAC)

De reactor bestaat uit een draaitommeloven met een afgeknot kegelvormig einde waarin de vergassing plaatsgrijpt. De oven wordt gevoed door aanzuiging van vast grijs afval. In het eerste gedeelte van de reactor wordt het afval direct verwarmd (600-700°C, zuurstof ondermaat). Dit verbrandingsproces levert een pyrolysegas en pyrolysecokes. De draaibeweging van de oven zorgt ervoor dat de cokes naar het vergassingsgedeelte van de oven worden getransporteerd (conisch gedeelte). Tijdens de vergassing wordt een substochiometrisch hoeveelheid lucht in de cokes geïnjecteerd waarbij een gedeeltelijke verbranding bij ongeveer 800°C een reducerend gas (CO en N2 ) en slakken (bodemas) produceert. De temperatuur van deze hete gassen is voldoende om het pyrolytisch gedeelte van het proces bij de gewenste temperatuur (600-700°C) te laten verlopen zonder dat hier extra brandstof voor nodig is. De bodemassen verlaten het vergassingsgedeelte en worden vervolgens met water gekoeld. Het pyrolysegas gas wordt uiteindelijk gemengd met het tegenstromende gas dat vrijkomt bij vergassing (CO en N2 ). Dit mengsel wordt naverbrand in een andere verbrandingskamer (1100-1200°C, 2 seconden, 6% zuurstof). De energie die hierbij vrijkomt wordt gerecupereerd via warme dampen die door een stoomketel en turboalternator worden gestuurd zodat elektriciteit wordt geproduceerd. De uiteindelijke rookgassen worden gezuiverd via een traditionele halfnatte gaswassing met mouwenfilter. Vito – integrale milieustudies 2001

bijlage 1B

191

Een algemene processchema van de geïntegreerde pyrolyse-vergassing, inclusief de productie van elektriciteit is weergegeven Figuur 3-2.

Flow Sheet d ’un Projet de Pyrolyse - Gazéification avec production d ’électricité H2 O

TURBO-ALTERNATEUR

UTILISATEURS

CHAUX

LAIT DE CHAUX CHEMINEE

CHEMINEE DE

POST-COMBUSTION

SECOURS

DES GAZ AIR SECONDAIRE

FILTRE

REACTEUR

CHAUDIERE

AIR PROCESS

DECHETS

CENDRES VOLANTES BRULEUR DE PRECHAUFFAGE

VALORISATION

TRAITEMENT DES FUMEES

PYROLYSEUR

TRAITEMENT THERMIQUE

SCORIES

BIG-BAG CENDRES VOLANTES

b a s s e s a m b re - e . r . i . Figuur 3-2: Processchema van de geïntegreerde pyrolyse-vergassing, inclusief de productie van elektriciteit

Het geïntegreerde pyrolyse- en vergassingsproces dat SERPAC gebruikt bestaat uit één reactor-oven waarin zowel de pyrolyse stap als de vergassingsstap plaatsvinden. Het mengsel van gassen dat hierbij vrijkomt (pyrolyse gassen en tegenstromende gassen die vrijkomen bij vergassing) worden naverbrand in een naverbrandingskamer (1100-1200°C, 2 seconden, 6% zuurstof). Warmte wordt gerecupereerd in een stoomketel met turbine voor elektriciteitsproductie (zie Figuur 3-2). De zuivering van de rookgassen gebeurt door het injecteren van kalkmelk Ca(OH)2 in de reactor, gevolgd door een mouwenfilter. SERPAC leverde specifieke gegevens voor het geïntegreerd pyrolyse-vergassingssysteem voor volgende procesparameters: • • • • •

capaciteit LHV beschikbaarheid reactors thermisch vermogen

: : : : :

150.000 ton/j ± 8900 KJ/kg 8000 u/j 3 x 6,25 t/u (3 lijnen) = 18,75 t/u 18,75 t/u aan 8900 KJ/kg = 46354 kW

De gebruikte stookwaarde wijkt enigszins af van de door Vito vooropgesteld waarde. Er wordt 1 installatie voorgesteld met 3 lijnen.


bijlage 1B

192

Serpac beschikt over een werkende referentie (capaciteit 1 ton/u) te Budapest voor verwerking van gemengd afval van de luchthaven.

3.1.2 Massabalans Een schematisch overzicht van de massabalans (input van grijs afval van 1000 kg) is weergegeven in Figuur 3-3.

Bilan matières Déchets 1.000 kg

Air

Ca(OH) 2

Fumées épurées

4.218 kg

12 kg

4.960 kg

8.900 kJ/kg

Gaz Gazéification du coke

Pyrolyse 600 – 700 °C

700 – 800 °C Solides

Gaz

Combustion

Fumées

Traitement fumées

des gaz

chaux

1.200 °C

filtre à manches

Chaudière Turbo-alternateur

Résidus solides inertes

Energie

250 kg

électrique

Réfiom - CV 20 kg

= 1.869 MJ

basse sambre - e.r.i. Figuur 3-3: Massabalans geïntegreerde pyrolyse-vergassing (SERPAC)

IN Afval Hulpstoffen water kalk brandstof

1000,0

kg

50 kg 12 kg 1 kg

OUT Producten inerte residu's rookgasreinigingsresidu

250 kg 20 kg

Eindbestemming (bouwstof op) stortplaats stortplaats

Tabel 3-1 : input-outputgegevens Serpac

Tabel 3-1 lijst de inputs op voor verwerking van 1 ton afval volgens Vito-specificatie.


bijlage 1B

193

Water wordt enerzijds verbruikt tijdens het afkoelen van vaste inerte residu's die vrijkomen tijdens het geïntegreerde proces. SERPAC rapporteert een hoeveelheid van 50 liter water per ton te verwerken grijs afval voor deze afkoeling. Er is 12 kg kalkmelk Ca(OH)2 nodig per ton grijs afval om de rookgassen te neutraliseren. Een verwaarloosbare (niet-gespecifieerde) hoeveelheid andere additieven wordt verbruikt voor ketelwatervoorbereiding. Voor opstart wordt ongeveer 1 kg extra brandstof verbruikt per ton te verwerken grijs afval. De kwaliteit van de restproducten wordt niet opgegeven. Gezien de aard van het proces en de vooropgestelde verwerking (bouwstof op stortplaats), kan verondersteld worden dat deze gelijkenis vertonen met bodemassen van roosterverbranding.


bijlage 1B

194

3.2 Thermoselect 3.2.1 Proces Thermoselect levert een geïntegreerd systeem voor vergassing en HT-inertisering van afval. Het proces omvat compactie, ontgassing, hoge temperatuur vergassing en smelten. Een procesflowdiagram wordt gegeven in Figuur 3-4.

Figuur 3-4 : procesflowdiagram voor het Thermoselectproces

Het afval wordt gecompacteerd door een hydraulische pers en wordt in het indirect verwarmde ontgassingkanaal gedrukt. Door de sterke compactie wordt het afval verdicht, waardoor een betere warmteoverdracht kan plaatsvinden. De wandtemperatuur van het ontgassingkanaal bedraagt 600°C. Het afval wordt gedroogd en ontgast en heeft een verblijftijd van ongeveer twee uur in het ontgassingkanaal. Het ontgaste afval schuift in de hoge-temperatuursreactor (HTR). Hier treedt thermische conversie op van het organisch deel van het afval in synthesegas en van de anorganische componenten in een vloeibare gesmolten fase. Door het gebruik van zuurstof voor de vergassing worden zeer hoge temperaturen bereikt op korte tijd. In de homogenisatiereactor gebeurt de conversie van het anorganische materiaal en homogenisering van de minerale componenten. Deze reactor is direct gekoppeld aan de HTR. Zuurstof en gasbrandstof worden toegevoerd om het restkoolstofgehalte te verminderen en om de temperatuur van de smelt >1600°C te houden. Door afschikken in een waterbad vormen zich afzonderlijk een gesmolten metaallegering (d > 7 g/cm³) en een


bijlage 1B

195

gesmolten mineraalfractie (d>2.5 g/cm³). Deze worden uit het bad gebracht en magnetisch van elkaar gescheiden. Het synthesegas wordt via shock-cooling afgekoeld van 1200°C tot 80°C, door toevoer van water volgens een gas/water volumeratio van 1/25. In de quench precipiteren fijne minerale stofdeeltjes en koolstofpartikels. Deze worden teruggevoerd naar het thermisch systeem. Verdere zuivering gebeurt in een tweestaps natte wassing (zuur + basisch). Deze wordt gevolgd door en fijnzuivering: een glycerinefilter scheidt fijne deeltjes af. Ontzwaveling gebeurt in een sulferox zuiveringsstap. Oxidatie van waterstofsulfide met een Fe-IIIcomplex leidt tot vorming van waterstof en elementair zwavel, dat afgescheiden wordt van de wasoplossing. Het synthesegas wordt verder gedroogd door condensatie van de waterdamp. Wegens de lage temperatuur (10°C) condenseren ook resterende zuurdeeltjes. Het gas wordt vervolgens terug opgewarmd tot 45°C voor actief kool adsorptie. Het gezuiverde gas kan verder aangewend worden voor energieproductie of productie van chemische basisgrondstoffen (methanol, waterstof,..). Thermoselect geeft hierin geen voorkeur aan. In de eerste referentie-installatie te Karlsruhe wordt het gas verbrand in twee stoomketels met turbine voor elektriciteitsproductie. Het proceswater wordt verzameld in een gemeenschappelijke proceswaterzuivering. In drie stappen worden metaalzouten afgescheiden. De restproducten worden enerzijds teruggevoerd naar de afvalinput en anderzijds als zinkconcentraat gewonnen. Vervolgens wordt door vacuümverdamping zout (hoofdzakelijk NaCl) uitgekristalliseerd, met voldoende zuiverheid voor industrieel gebruik. 3.2.2 Massabalans De massabalans op basis van de opgegeven afvalsamenstelling wordt gegeven in Tabel 3-2.

IN Afval Hulpstoffen Zuurstof (95%) Methaan NaOH HCl H2O2

1000,0

kg

572,2 40,0 9,3 1,6 0,1

kg/t Nm3/t kg/t (30%) kg/t (30%) kg/t (30%)

15200,0 1,2 1,0 4,1 240,0

Nm3/h kg/t (droog) kg/t (droog) kg/t (droog) kg/t (droog)

OUT Producten Syngas Metaalhydroxide Zwavel Zouten Granulaten

eindbestemming stort stort stort hergebruik (straalgrit)

Tabel 3-2 : input-outputgegevens Thermoselect

In de hoge temperatuursreactor wordt 572 kg zuurstof toegevoegd per ton afval. De zuurstof wordt aangemaakt in een luchtscheidingsplant. De geproduceerde stikstof wordt afgevoerd


bijlage 1B

196

naar de afvalontvangst. Het inertiseren van de atmosfeer in de afvalbunker is belangrijk met oog op veiligheid. De hoeveelheid granulaat bedraagt 240 kg/ton input. Thermoselect geeft aan dat theoretisch alle geproduceerde fracties in aanmerking komen voor hergebruik. Uitloogwaarden voor het mineraal granulaat worden gerapporteerd in de literatuur en bedragen alle <40% van de Duitse stortnorm categorie 1. Er zijn geen gegevens voorhanden ter vergelijking met VLAREA. Voor het metaalgranulaat, zout, zinkloodconcentraat en zwavel wordt aangegeven dat de kwaliteit voldoet voor afname door industriële gebruikers. Of er in de praktijk gebruikers zijn wordt niet aangegeven. Interesse van mogelijke gebruikers wordt beperkt door de relatief lage geproduceerde hoeveelheden. Op basis van een neutrale studie uitgevoerd door Landesumweltamt NRW, blijkt dat het energetisch nettorendement voor stroomlevering aan het net voor Thermoselect 7% bedraagt t.o.v. 16% bij directe verbranding. Op gebied van emissieprestaties uitgedrukt in hoeveelheid emissie per ton verwerkt huisvuil, scoort Thermoselect beduidend beter dan directe verbranding: de emissies van stof, HCl, SO2 , NOx , CO en PCDD/F worden gereduceerd tot praktisch 50% t.o.v. de emissies van directe verbranding. Dit heeft vnl. te maken met de halvering van het rookgasvolume per ton behandeld huisvuil. 3.2.3 Project Karlsruhe Thermoselect bouwde een eerste full-scale installatie voor verwerking van huishoudelijk afval in Karlsruhe. Deze werd bezocht op 8 juni 2000. De installatie heeft een capaciteit van 225.000 ton/j huishoudelijk afval, in 3 lijnen. Het afval wordt zonder voorbehandeling verwerkt tot syngas en menggranulaat. Het gas wordt verbrand in stoomboilers (64 bar, 485°C) voor productie van warmte (district heating) en elektriciteit. De turbine werd nog niet in werking gesteld. Het menggranulaat wordt zonder afscheiding van de metaalfractie geleverd aan een verwerker, aan nulprijs. De installatie werd stilgelegd in juli 2000 voor verdere optimalisatie. De installatie werd ontworpen voor 3x75.000 ton. In de praktijk blijkt het mogelijk 12 ton/u/lijn aan 8000 u/j (= 96.000 ton/lijn) te verwerken. De belasting per lijn wordt niet beperkt door het tonnage afval maar door het geproduceerde gasvolume. Voor nieuwe projecten wordt uitgegaan van 200.000 ton/j in twee lijnen als optimum. De opstart heeft te kampen (gehad) met verschillende problemen: 1. Thermoselect had gegarandeerd dat de veiligheidsschouw (voor uitstoot van gas in noodsituatie) slechts 10% van de Duitse normen zou emitteren. Dit bleek niet haalbaar voor de metaalemissies. De waarde werd opgetrokken tot 100% van norm. Hieraan kon wel voldaan worden. 2. Het afval wordt van de ontvangstbunker overgeslagen in een voedingsbunker. De kraan in deze (kleine) bunker drukte bij het grijpen het onderliggend afval samen. De kranen bleken niet sterk genoeg om het gecompacteerd materiaal te blijven grijpen en dienden te worden vervangen.


bijlage 1B

197

3. De zwavel in het afval wordt hoofdzakelijk omgezet tot H2 S. In de praktijk bleek ook COS te worden gevormd, dat bij verdere behandeling aanleiding gaf tot hogere SO2 emissie dan gegarandeerd. ‘De emissie bedroeg 10mg/Nm3 , t.o.v een garantiewaarde van 2,4 mg/Nm3 en een norm van 40 mg/Nm3 ’. Er werd een bijkomende droge gaswassing geïnstalleerd (injectie van natriumbicarbonaat en doekenfilter). 4. De metaalfractie blijkt te veel ijzeroxide te bevatten en de calorische waarde van het syngas is lager dan voorzien. Dit wordt (waarschijnlijk) veroorzaakt door een te hoge zuurstofdosering in de smeltreactor. Thermoselect zegt dat de huidige operators (van de opdrachtgever) de installatie niet bedrijven zoals Thermoselect het hen aanleerde. Men werkt op constant zuurstofdebiet, in plaats van de zuurstofdosering te sturen op basis van de H2 -CO-CO 2 verhouding van het syngas. 5. Er dient een nieuwe naverbrandingskamer te worden geïnstalleerd voor verbranding van het synthesegas in noodgevallen. Het gas zal in dit geval worden verbrand en de rookgassen worden langs de rookgasreiniging geleid. Voor de vereiste ombouw werd de installatie in Juli 2000 stilgelegd. Het smeltgranulaat werd op het moment van het bezoek niet gescheiden in metaalfractie en inertfractie. Het mengsel wordt afgevoerd naar een verwerker tegen nulprijs. Deze verkoopt het (na magnetische scheiding ?) als straalgrit. Er is een overeenkomst dat het materiaal gedurende 2 jaar gratis wordt afgenomen. Over de bestemming van de andere residu’s wordt geen concrete uitspraak gedaan. Wel wordt aangegeven dat de hoeveelheden te klein zijn om een afnemer te vinden. De productie van methanol uit syngas is technisch mogelijk. Voor een installatie van 180 MDM investering vraagt de methanolproductie een extra investering van 40 MDM. Op basis van de lokale markt moet dan ook beslist worden welk de meest interessante toepassing van het syngas is. Voor een project in Arkansas wordt methanolproductie overwogen. Wegens de lage energieprijzen is men in de VS niet geïnteresseerd in productie van elektriciteit, zelfs niet voor eigen gebruik. Thermoselect beschikt over de volgende referenties/overeenkomsten: Locatie Karlsruhe (D) Chiba (Jpn)

Ansbach (D) Ticino (CH)

Herten (D)

Capaciteit (ton/j) 225.000

Afvaltype

status

opleveringstesten lopend, installatie gestop juli 2000 300 ton/d MSW in werking, pilot plant licentieovereenkomst met Kawasaki Steel 75.000 MSW + slib start installatie machinery juli 2000 150.000 MSW contract getekend, realisatie afhankelijk van testen in Karlsruhe 225.000 MSW + AVI- lokale licentiebodemas + AVI- overeenkomst, uitbreiding vliegas van bestaande AVI met Thermoselectlijn in planningfase


MSW

bijlage 1B

198

Arkansas (USA)

200.000

Industrieel afval

voerden testen uit te Karlsruhe (juni 2000), vóór bestelling

Kawasaki Steel (Japan) en DAEWOO (Korea) hebben een volledige licentie op het proces. Kawasaki Steel bouwt een pilootplant voor verwerven van volledige proces- en operatingkennis.


bijlage 1B

199

3.3 Plasmapyrolyse en verglazing (PPV) - Global Plasma Systems Corp. 3.3.1 Proces Basisconcept van het systeem voor afvalverwerking, voorgesteld door GPSC, is het Plasma Pyrolyse en Vitrificatie procédé (PPV-procédé). Dit procédé maakt gebruik van een plasmatoortsreactor (zie Figuur 3-5) voor de hoog thermische behandeling van het afval.

Figuur 3-5 : plasmaoven GPS

Het plasma dat door deze toortsen wordt gegenereerd bestaat uit geïoniseerde lucht op zeer hoge temperatuur (temperatuurzone tussen 3000 en 4000 °C). Bij deze temperaturen wordt de organische fractie van het afval vergast en wordt het anorganisch gedeelte gevitrificeerd. Er wordt met zuurstof aangerijkte lucht toegevoegd om de hoge reactortemperatuur te verzekeren. In de oven worden cokes toegevoegd als katalysator. Deze cokes vormen tevens een bed boven de plasmazone. Deze laag moet de schommelingen van het afvalbed tegengaan veroorzaakt door opstijgend gas en de dalende minerale fractie. Als flux worden kalksteen en zand gebruikt. Afbraak van organische componenten gebeurt door de simultane invloed van de zeer hoge temperaturen en de gecontroleerde inbreng van waterdamp waarbij een thermische kraking (pyrolyse) en partiële oxidatie plaatsvindt. Resultaat is de vorming van een hoogcalorisch synthetisch gas (syngas) dat hoofdzakelijk is samengesteld uit CO (33 %) en waterstof (53 %) met kleinere percentages moleculaire N, CO2 en methaan. Het syngas kan dienen als brandstof voor een gasturbine met het oog op de productie van elektriciteit. Anderzijds kan dit syngas worden onderworpen aan een katalytische reactie, gevolgd door een destillatie, voor de productie van chemische basisgrondstoffen (methanol, ethanol,..). De anorganische fractie wordt bij de hoge procestemperaturen gesmolten. Na koeling bekomt men een basaltachtig (gevitrificeerd) materiaal. Gevitrificeerde reststoffen worden over het algemeen gekenmerkt door een lage uitloogbaarheid. Deze gevitrificeerde fractie kan eventueel worden gevaloriseerd in de bouwsector als zand- of grindsubstituut.


bijlage 1B

200

Het plasmaprocédé wordt momenteel onder meer toegepast in de staal en nonferronijverheid (vb. behandeling staalafval, aluminiumrecuperatie), en in de chemische nijverheid (vb. cracking van koolwaterstoffen). Een gekende toepassing op het domein van de afvalbehandeling is de verglazing van AVI-vliegas. Er zijn geen full-scale installaties in exploitatie voor de verwerking van huishoudelijk afval. Wel blijken er pilootproeven uitgevoerd te zijn in Canada. Er is één project in voorbereiding in Vincenza, Italië (verwerking huishoudelijk + industrieel afval). De leverancier beschikt zelf enkel over de plasmatechnologie er wordt samengewerkt met lokale leveranciers voor de omgevende aparatuur. Opstart van de installatie is voorzien voor voorjaar 2001. 3.3.2 Installatieopbouw GPSC bezorgde informatie voor de (theoretische) bouw van een geïntegreerd systeem voor de verwerking van 150 000 ton/jaar huishoudelijk afval. Het principe schema van het proces wordt gegeven in Figuur 3-6. Het proces kan in grote lijnen worden opgesplitst in drie blokken: - een voorbehandeling met een breek- en sorteerinstallatie, een verkleiningsstap, een ferro- en non-ferroverwijdering (in optie), een compactering en een droogstap. - de plasmapyrolyse en vitrificatie module (PPV) met aangekoppelde syngaszuivering - een eenheid voor energierecuperatie (STEG-centrale) • Voorbehandeling Het inkomend afval wordt verzameld in een bunker en wordt vervolgens verkleind door middel van een shredder. De leverancier voorziet de mogelijkheid om het materiaal vervolgens te ontdoen van de metallische fractie (ferro en non-ferrometalen) en een inerte fractie (glas). Er worden echter geen gegevens verstrekt omtrent de precieze uitvoering en omtrent de recycleerbaarheid (zuiverheid) van de op deze wijze gerecupereerde fracties. Gelet op ervaringen in de recyclagesector kan verondersteld worden gerecupereerde fracties van een voorafscheiding van huishoudelijk afval nog belangrijke hoeveelheden onzuiverheden zal bevatten (plastiek, papier, organische resten…) die de recycleerbaarheid kunnen bemoeilijken. Het verkleind materiaal wordt vervolgens gecompacteerd tot balen van ± 50 x 50 x 50 cm. Gelet op het vrij hoog watergehalte van het huishoudelijk afval worden deze balen gedroogd tot een restwatergehalte van ongeveer 10 %. Voor deze droging wordt geopteerd voor een OKADORA droger van Japanse oorsprong (onder licentie in België gebouwd door OKADORA BELGIUM). De warmte wordt geleverd door de recuperatiewarmte van de STEG-centrale (zie verder) en van de syngaskoeling. Recyclage na zuivering van het in het droogproces te recupereren water wordt als optie aangeboden (zonder dit verder te specifiëren).


bijlage 1B

201

Figuur 3-6: PPV-processchema


bijlage 1B

202

• PPV Het gedroogde en gecompacteerd materiaal wordt via een zuurstofvrije sas boven in de plasmatoorts reactor gebracht. In de reactor wordt het organisch materiaal vergast met vorming van syngas en wordt de anorganische fractie gesmolten. De plasmatoorts werkt m.b.v. een elektrische boogontlading en zuurstof. De zuurstofproductie wordt niet mee opgenomen in de procesomschrijving. Er wordt van uit gegaan dat de zuurstof extern wordt aangekocht. Het syngas verlaat de reactor bij een temperatuur van ongeveer 1200 °C. Het wordt gekoeld tot een temperatuur van ongeveer 300 - 400 °C. Het primair syngas bevat nog organische partikels, anorganische stofdeeltjes en een aantal gasvormige polluenten (chloride, metalen) en dient dus te worden gezuiverd. Rekening houdend met de in- en uitgangstemperatuur van de koeltrap moet rekening worden gehouden met de novo synthese van gechloreerde organische verbindingen. Gegevens hierover worden echter niet weergegeven. De eerste trap van het syngaszuiveringsysteem omvat een natte wassing voor verwijdering van de anorganische en organische restfractie, chloriden en metalen. Het waswater van de natte gaswassing wordt geneutraliseerd. Het slib uit de bezinking wordt teruggevoerd naar de plasmatoortsreactor. In tegenstelling tot de huisvuilfractie wordt dit slib net boven de plasmatoortsen in de reactor gebracht. Dit heeft tot doel de aanwezige metalen zo maximaal mogelijk in te sluiten in de anorganische smeltfractie. Een gedeelte van het waswater (spui) wordt ingedampt met vorming van een zoutfractie. Dit om een te hoge zoutaanrijking in het proces te voorkomen. Dit zout moet worden verwijderd (gestort). Het is vooral belangrijk de chloriden uit het systeem te verwijderen. Bij een temperatuur van 1200 °C wordt immers atomaire chloor gevormd welk zeer reactief (corrosief) is. De tweede trap van het syngaszuiveringsysteem is een ontzwavelingstrap waarbij gebruik wordt gemaakt van het Sulfirox-systeem. In dit systeem worden de in het syngas aanwezige sulfiden door middel van Fe-III-complexen geoxideerd tot S. De ‘zwavelkoek’ die als residu in dit systeem wordt geproduceerd zou theoretisch recycleerbaar (vb. voor productie van zwavelzuur). In de praktijk valt er eerder te verwachten dat deze fractie zal moeten worden verwijderd Concrete gegevens omtrent de te verwijderen hoeveelheden reststoffen (zwavelkoek, zouten) ontbreken. Er zijn geen specifieke kwaliteitseisen opgelegd voor hierover worden echter niet gegeven. Het geproduceerde gezuiverde syngas wordt co-verbrand met aardgas in een STEG-centrale. Op deze manier wordt de energierecuperatie geoptimaliseerd en bepaald door het rendement van de (standaard) STEG.


bijlage 1B

203

3.3.3 Massabalans De massabalans voor verwerking van 1 ton afval met calorische waarde 8.6 GJ/ton en 57% DS wordt gegeven in Tabel 3-3. IN Afval Hulpstoffen Zuurstof fluxproducten katalysator water zwavelfilter aardgas

1000,0

kg

opmerking

85,7 <10 30-50 ? ? 40,0

kg kg kg kg kg m³

60Nm³

? ? 28,0

kg kg kg

OUT Producten Zouten zwavelkoek glasgranulaat

eindbestemming stort stort hergebruik (?)

Tabel 3-3: input-outputgegevens GPS-PPV

Het is niet mogelijk op basis van deze beperkte gegevens de kwaliteit en juistheid van de massabalans na te gaan. De opbrengst van glasgranulaat bedraagt 28 kg per ton input. De kwaliteit wordt gegeven in Tabel 3-4. Het materiaal overschrijdt de VLAREA-richtwaarde voor totaal concentratie van Cd, Ni en Zn. De uitloging voor Zn lijkt vrij hoog. In de veronderstelling dat in deze TCLPtest een courante L/S-verhouding van 20 werd gebruikt betekent dit een cumulatieve emissie van 3.32 mg/kg. De overeenstemmende uitloogwaarde voor Zn in VLAREA bedraagt 2.8 mg/kg voor niet-vormgegeven bouwstoffen. Wel dient aangestipt dat de initiële pH van het TCLP-extract 2.88 bedraagt vs. pH 4 in de overenstemmende VLAREAuitloogprocedures. Tabel 3-4 : Kwaliteit gevitrificeerd materiaal (gegevens gevitrificeerde verontreinigde baggerspecie)

Metalloïden

Ag Silver As Arsenic Cd Cadmium Cr Chromium Cu Copper Hg Mercury Ni Nickel Pb Lead Se Selenium Zn Zinc

Totaalconcentratie mg/kg 16 31 33 342 1160 2 252 587 5 1690


Uitloogbaarheid op basis van TCLP-methode mg/L < Detection Limit < Detection Limit 0.001 0.060 0.134 < Detection Limit 0.030 0.014 0.003 0.166

Regulatory TCLP Limit mg/L 5.0 5.0 1.0 5.0 1.4 0.2 5.0 1.0

bijlage 1B

204

Zout wordt geproduceerd door uitdamping van het spuiwater. Zwavelkoek wordt gevormd bij ontzwaveling van het syngas. Er wordt voor beide stromen geen hoeveelheid, noch kwaliteit opgegeven. 3.3.4 Emissies naar lucht De emissies aan de uitlaat van de gasturbine zijn beperkt (Tabel 3-5). Tabel 3-5 : Emissies naar de lucht: metingen bij de uitlaat van de gasturbine

Parameters Emissies mg/m³

CO2 H2 O Ar N2 O2 SO2 NOx Stofdeeltjes

3.3.5

7.2 11.2 0.6 65.7 8.6 0.0002 22-38 ppm Geen

Varia

De werking van dit systeem dient te worden gedemonstreerd in een eerste referentieinstallatie. Testen op huishoudelijk afval op pilootschaal demonstreerden de mogelijkheden van de plasmavergassing op zich. Naar analogie met andere vernieuwende technologieën kan echter aangenomen worden dat het afstemmen van de verschillende procesonderdelen de kritische factor is voor werking van een full-scale installatie. Hierbij wordt met name gedacht aan voorbehandeling en conditionering van het afval, dosering van de voeding, afvoer van de slakken, zuivering en verdere processing van het syngas,… In vergelijking met andere vergassingssystemen heeft de plasmavergasser het belangrijke voordeel dat de vergassing gebeurt met een zeer hoog energetisch rendement. Door gebruik te maken van de plasmatoestand wordt een zeer hoge temperatuur en een verregaande dissociatie bereikt met een relatief beperkt energieverbruik. De eerste referentie die momenteel wordt gebouwd in Vicenza zal dan ook belangrijk zijn voor verdere introductie van deze techniek op de markt van behandeling van huishoudelijk afval.


bijlage 1B

205

Bijlage IC: Thermische valorisatie van afvalstoffen cementindustrie en kleinschalige warmte-krachttoepassingen

in

1

INLEIDING........................................................................................................................................................... 206

2

CEMENTPRODUCTIE..................................................................................................................................... 206 2.1 PROCESBESCHRIJVING............................................................................................................................................ 206 2.2 M ARKTSITUATIE IN BELGIË .................................................................................................................................. 207 2.2.1 CBR................................................................................................................................................................208 2.2.2 Obourg-Origny............................................................................................................................................208 2.2.3 CCB ...............................................................................................................................................................209 2.3 VERWERKING VAN RDF UIT HHA ...................................................................................................................... 209 referenties.....................................................................................................................................................................210

3

KLEINSCHALIGE WARMTEKRACHTTOEPASSINGEN ................................................................. 211 3.1 3.2 3.3

PROCESOMSCHRIJVING........................................................................................................................................... 211 M ARKTSITUATIE IN VLAANDEREN ...................................................................................................................... 212 VERWERKING VAN RDF UIT HHA ...................................................................................................................... 212


bijlage 2

206

4

INLEIDING

Het gevormde RDF kan gevaloriseerd worden op verschillende manieren. In industriële processen kan het RDF gebruikt worden als grond- of brandstof. Gebruik in de cementindustrie is de meest voor de handliggende mogelijkheid, maar is op korte termijn niet haalbaar. Het RDF gevormd uit Vlaams huisvuil wordt door de cementindustrie niet als prioritair en interessante brandstof gezien. In kleinschalige verbrandingsinstallaties kan het gevormde RDF als brandstof gebruikt worden. Deze installaties vallen onder de wetgeving van afvalverbranding gezien de brandstof.

5

CEMENTPRODUCTIE

5.1 Procesbeschrijving Cement is een mengsel van klinker en toeslagstoffen (vliegas, slak, gips,…). De klinker wordt gevormd in een thermisch proces op basis van minerale grondstoffen zoals kalksteen, klei en leisteen. De omzetting van deze grondstoffen tot klinker verloopt volgens opeenvolgende stappen, bij toenemende temperatuur: • tot 550°C: voorverwarming, droging, dehydratatie • 550 - 900 °C: decarbonisatie • 900 - 1300 °C: calcinatie • 1300 - 1450°C: sintering en klinkervorming Gezien de hoge temperaturen is cementproductie een energie- en brandstoffenintensief proces. De cementindustrie tracht dan ook tot een maximale benutting van alternatieve brandstoffen te komen. Op basis van het watergehalte van de grondstoffen kan onderscheid gemaakt worden tussen een nat, semi-nat en droog proces. Elk van deze processen vereisen een specifieke installatie-opbouw. De sintering en calcinatie gebeuren echter steeds in een draaitrommeloven. Hierin beweegt het materiaal in tegenstroom met de hete rookgassen. Bij de lange draaitrommeloven (lengte tot 200m) gebeuren alle fasen van het proces in één enkele oven. Het lange oventype kan gebruikt worden voor de drie gangbare typen processen. Omgekeerd kan het natte proces enkel in dit type installatie toegepast worden. Toevoer van vaste afvalstoffen als brandstof is mogelijk indien de oven voorzien is van een 'midkiln' brandstoftoevoer. Dit is een kleppensysteem waardoor bij elke omwenteling vaste branstofpakketten in het midden van de oven worden gedoseerd (ter hoogte van de decarbonisatiefase). Indien de oven deze voorziening niet heeft, dienen de afvalstoffen te worden gedoseerd ter hoogte van het hete trommelfront. Bij het droge proces kunnen de voorverwarming en decarbonisatie gebeuren in opeenvolgende cyclonen. Calcinatie en sintering gebeuren dan in een (kortere) klinkeroven. Dit procédé heeft drie punten van brandstoftoevoer. Deze worden aangegeven in Figuur 5-1.


bijlage 2

207 1. precalcinatie : injectie in de brander, geschikt voor vloeistoffen, pellets, vaste deeltjes 2. oveningang : grove vaste stoffen, met voldoende massa om niet met rookgasstroom meegevoerd te worden 3. hoofdbrander : injectie in brander, enkel geschikt voor vloeistoffen en zeer fijne, goed brandbare deeltjes De aard en fysische vorm van de brandstof bepaalt de mogelijkheid en plaats van injectie in het proces. De installatie dient specifiek te worden uitgerust om ook afvalstoffen als brandstof te kunnen toevoeren.

1

2

3

Figuur 5-1 : brandstofinjectiepunten in cementoven volgens droog proces

Afval dat via de hoofdbrander wordt toegevoerd wordt ontbonden bij temperaturen van minimaal 1500°C tot 2000 °C. Dit is voldoende voor volledige destructie van de gehalogeneerd koolwaterstoffen. Afval toegevoerd via de secundaire brander en precalcinator wordt verbrand bij temperaturen van minimaal 1000°C. Vluchtige organische componenten die samen met de grondstof worden gevoed, verdampen zonder door de verbrandingszone te passeren en worden dus niet of onvolledig afgebroken. Afval met vluchtige organische verbindingen wordt daarom niet met de grondstof gemengd. De meeste metalen worden effectief geïmmobiliseerd in de klinker. Enkele vluchtige metalen, kwik en thallium, worden onvoldoende geïmmobiliseerd en worden daarom beperkt in toevoer. Sommige nevenelementen in RDF, zoals natrium, chloor, zwavel en fosfor moeten om producten proces technische redenen beperkt worden.

5.2 Marktsituatie in België


bijlage 2

208 In België hebben drie cementgroepen een cementproductie. Deze zijn alle gevestigd in Wallonië: • • •

CBR : onderdeel van Duitse Heidelberger cementgroep, cementovens te Lixhe (1 nat en 1 droog), Antoing (droog), Harmignies (nat, witte cement) Obourg-Origny: onderdeel van Zwitserse Holderbank groep, 2 cementovens te Obourg (nat, midkiln injectie) CCB : onderdeel van Italiaans-Franse Italcimenti-Ciments Français, 2 cementovens te Gaurain-Ramecroix (droog)

De verschillende groepen hebben een verschillend beleid en andere ervaring op vlak van gebruik van afval als brandstof. 5.2.1 CBR CBR heeft ruime ervaring met de verwerking van afvalstoffen. In de verschillende ovens wordt 20-50 gew% van het brandstofverbruik ingevuld met afvalstoffen. Het betreft afvalolie, autobanden, afvalhout en bedrijfsafvalstoffen. Een deel van het afval wordt onder de vorm van een zaagsel-afvalmengsel, Resofuel genaamd, ingebracht. In 1995 werd aan CBR een vergunning toegekend voor verwerking van vaste, viskeuze en vloeibare gevaarlijke afvalstoffen. Het nat proces van Lixhe beschikt niet over een midkilninjectie. Vaste afvalstoffen worden aan het hete trommelfront (de materiaalzijde) ingevoerd. In de droge processen van Lixhe en Antoing worden brandstoffen op de verschillende mogelijke injectiepunten toegevoegd. De cementoven van Harmignies produceert uitsluitend witte cement. Omwille van de specifieke eisen die aan de brandstoffen worden gesteld, is deze oven minder geschikt voor verwerking van afvalstoffen. 5.2.2 Obourg-Origny De Holderbankgroep beoogt maximale substitutie van gronden brandstoffen. Hiertoe wordt een specifiek beleidsplan opgesteld. Obourg-Origny heeft een gespecialiseerd dochteronderneming voor 'secundaire brandstoffen': Scoribel. O-O richt zich op afvalstoffen met een toegevoegde waarde voor het product (vervanging van natuurlijke mineralen) of het proces (vervanging van fossiele brandstoffen). Deze voorwaarde vertaalt zich in de twee volgende eisen: 1. HHV > 5 MJ/kg bij injectie van afval in de midklin en HHV > 8 MJ/kg in geval van injectie in de brander 2. Of gehalte CaO + SiO 2 + Al2 O3 + Fe2 O3 + SO3 > 50% Bovendien wordt een negatieve lijst opgesteld van afvalstoffen welke men niet verwerkt. Hierop zullen onder meer laagcalorische en onbehandelde huishoudelijke afvalstromen voorkomen. Om de verwerking van de afvalstoffen mogelijk te maken worden/werden aanpassingen gedaan aan de installaties. Zo werd midden 1995 een midkilninjectie geïnstalleerd op één van de ovens. Naast de vervanging van natuurlijke brandstoffen en grondstoffen streeft O-O ook naar optimalisatie van de financiële opbrengst. Daarom verwerkt O-O in de eerste


bijlage 2

209 plaats industrieel (gevaarlijk) hoogcalorisch afval. Daarnaast worden RWZI-slib en baggerspecie aangetrokken omwille van hun hoge grondstofwaarde (Si, Al, Ca, Fe). 5.2.3 CCB CCB heeft een beperkte ervaring op vlak van bijstoken van afval. De verwerking blijft momenteel beperkt tot autobanden en diermeel. CCB heeft interesse voor bijkomende investeringen en voerde in dit kader een aantal testen uit. Hierbij werd gewerkt met pellets en fluff op basis van afval van papier, hout en karton en gescheiden fracties uit huishoudelijk afval. Gepelletiseerde materialen stellen problemen bij injectie, vermits zij te groot zijn voor injectie in de branders en te licht voor injectie in de oven. Het materiaal dat gepelletiseerd werd voor optimaal transport, moet dan ook opnieuw verkleind worden voor optimale verbranding. Dergelijke voorbehandeling vraagt verdere investeringen.

5.3 Verwerking van RDF uit HHA Voor verwerking van (pyrolytisch of mechanisch-biologisch afgescheiden) RDF uit huishoudelijk afval in de Waalse cementindustrie stellen zich een aantal problemen en beperkingen. Hierdoor blijkt er slechts een geringe interesse en dus klein marktpotentieel voor eventueel Vlaams RDF: -

Injectie van licht vast materiaal vergt aangepaste technieken. Het materiaal dient hetzij zeer fijn verdeeld te worden voor injectie in de brander, hetzij verder te worden gecompacteerd voor injectie in de oven. De Waalse ovens beschikken (nog) niet over dergelijke systemen of hebben deze nog in testfase.

-

De cementovens werken niet gedurende het volledige jaar. Er wordt een stilstandperiode in acht genomen volgens de afzet van bouwmaterialen. Eventuele brandstoffen moeten op veilige wijze gestockeerd kunnen worden. Indien het RDF een te hoog gehalte fijn stof heeft, kan dit een probleem vormen. De cementindustrie werkt bij voorkeur samen met industriële partners in een business-to-business relatie.. Het verschil in cultuur en besluitvorming tussen industrie en openbare besturen zoals intercommunales maakt een soepele aanpassing aan veranderende omstandigheden complexer. De cementindustrie geeft de voorkeur aan hoogcalorische industriële en bedrijfsafvalstoffen en kan (momenteel) daarmee zijn verwerkingscapaciteit invullen. Dit zou weliswaar kunnen veranderen wanneer alle cementbedrijven hun afvalstrategie verder ontwikkelen. Indien de sector deelstromen van huishoudelijk afval zal afnemen, dan zal politieke druk ontstaan om bij voorkeur een oplossing te bieden voor de Waalse afvalstoffen. Onder invloed van plaatselijke belangen zullen de reststromen van plaatselijke scheidings- en verwerkingsinstallaties prioritair moeten worden verwerkt vóór ingevoerde (Vlaamse) gelijkaardige stromen. Hierbij wordt minder rekening gehouden met de aard van het RDF, dan met de oorsprong (huishoudelijk afval). Het is zeer onwaarschijnlijk, zoniet uitgesloten, dat de cementindustrie ooit zal betalen voor RDF. Integendeel, er zal steeds een prijs betaald moeten worden voor de afzet van RDF, in concurrentie met bedrijfsafvalstoffen. Rekening houdend

-

-

-

-


bijlage 2

210 met de vrij lange transportafstand van Antwerps RDF naar de Waalse cementindustrie, lijkt de economische waarde van het RDF eerder ongunstig. De afzetmogelijkheden voor Vlaams RDF op basis van huishoudelijk afval is op deze gronden beperkt. Op korte termijn lijkt een grote afzet van RDF in de Waalse cementindustrie weinig waarschijnlijk.

referenties B. Vanderborght, G.P.J. Dijkema, 'Perspectieven voor het gebruik van brandbare afvalstoffen in de Belgische ne Franse cementindustrie', Technische Bestuurskunde, TU Delft, 1996. B. Vanderborght, Holderbank, persoonlijke mededeling, 2000 M. Dekelle, CCB persoonlijke mededeling, 2000 CBR website, www.cbr.be Integrated Pollution Prevention and Control, Draft Reference Document on best available techiques in the Cement and Lime industries, European IPPC Bureau, 1999.


bijlage 2

211

6

KLEINSCHALIGE WARMTEKRACHTTOEPASSINGEN

6.1 Procesomschrijving Lokale energienoden van bedrijven en/of woningcomplexen worden ingevuld door stookinstallaties. Doorgaans worden deze bedreven op traditionele brandstoffen zoals aardgas of stookolie. Ook voor het stoken van alternatieve hoogcalorische brandstoffen, zoals biomassa en RDF, werden systemen ontwikkeld. Belangrijk onderscheid is evenwel dat het hier vaste brandstoffen betreft. Brandstoffen op basis van afval worden door de Vlarem-wetgeving eveneens als afval beschouwd. De betreffende stookinstallaties worden dan ook als afvalverbranders beschouwd en dienen aan de geldende eisen (emissies, vergunning,..) te voldoen. Mits toepassing van warmtekrachtkoppeling kan het energetisch rendement van stookinstallaties worden geoptimaliseerd. In principe kan WKK toegepast worden aan de hand van elke technologie die zowel kracht als warmte produceert. In de praktijk zijn de meest voorkomende technologieën de motor (op gas of diesel) en de gasturbine. Het elektrisch vermogen ligt voor motoren typisch tussen 5kWe en 4MWe. Voor gasturbines varieert de vermogensrange tussen 1 en 250MW. Andere technologieën (brandstofcellen, Stirlingmotor) bevinden zich momenteel nog in een experimentele fase. Bij verbanding van vaste brandstoffen dient gebruik te worden gemaakt van een stoomcyclus. Wegens hun relatief laag rendement en hoge kostprijs worden stoomturbines minder frequent gebruikt in kleinschalige toepassingen. Het minimale vermogen bedraagt 1MWe. Binnen de afvalbrandstoffen is houtafval de meest gebruikte brandstof in dit type toepassingen. Het stoken van RDF kan niet als algemene praktijk beschouwd worden. De verschillende beschikbare technieken voor het stoken van afvalhout worden in Tabel 6-1 samengevat. De verbranding van vaste afvalstoffen op relatief kleine schaal maakt gebruik van dezelfde installatietypes als deze op grote schaal. Omwille van het schaalverschil treden mogelijk kleine conceptwijzigingen op. Keuze van de meest geschikte techniek wordt bepaald door de vorm en korrelgrootte van het te verbranden materiaal. Voor kleinschalig verbranding van RDF komen hoofdzakelijk de vastbedsystemen (waaronder de schroefstoker) en aangepaste roostersystemen in aanmerking. Bij kleine capaciteiten en hoge calorische waarde van de brandstof worden specifieke roostertypes gebruikt: - watergekoeld voorschuifrooster - kettingrooster - trilrooster


bijlage 2

212 Tabel 6-1 : overzicht van verbrandingssystemen, zoals toegepast voor houtafval.

Vermogen

Voordelen

Nadelen

Schroefstoker (houtspanen)

100 - 500 kW

Breed brandstofspectrum Eenvoudig

Discontinue ontassing Trage regeling

Roosteroven (stukvormig)

> 1000 kW

Breed brandstofspectrum Weinig verkleinen

Rookgas channeling Hoge kost

Voorovenvergasser (spanen, pellets)

10 - 5000 kW

Lage emissies van stof, CO en totaal C

Hoge NOx

Inblaasvuurhaard (stof, spanen)

1000 - 8000 kW

Snel regelbaar Lage emissies

Steunbranders Gevoelig aan schommelingen brandstofkwaliteit

Wervelbed (spanen, chips)

> 5000 kW

Lage NO x Geschikt voor laagwaardige brandstof (H2 O, asrijk)

Hoge kost Verhoogde asafvoer

6.2 Marktsituatie in Vlaanderen Kleinschalige verbranding van RDF voor warmte(kracht)toepassingen wordt niet gebruikt. Voor verwerking van biomassa en houtafval bestaan verschillende installaties in een ruime capaciteitsrange. Systemen worden geleverd door Vlaamse en buitenlandse leveranciers.

6.3 Verwerking van RDF uit HHA Voor de verwerking van huishoudelijk afval en 'refuse derived biofuel' werd in Noorwegen een specifiek systeem ontwikkeld: Aitos. Dit wordt ook op de Vlaamse markt gebracht door Energos. Dit systeem werkt onder de volgende voorwaarden: § capaciteit 6-12 MW § energieproductie : 40-90 GWh § verwerkingscapaciteit : 18-35.000 ton/jaar In de 3 referenties (in werking of in aanbouw) wordt afval verwerkt met calorische waarde: 9-13 MJ/kg. De stookinstallaties dienen rekening te houden met volgende randvoorwaarden: § Verbranding van RDF valt binnen de wetgeving op afvalverbranding § De installatie dient te worden opgesteld bij een permanente afnemer van warmte, d.w.z. gedurende het volledige jaar.


bijlage 2

213

referenties E. De Spiegeleer, P. Vanderstraeten, Kenniscentrum Biomassa Vlaanderen. Activiteiten en resultaten 1998-1999. Vito-rapport 2000/ETE/R/051. Mol, Vito, 2000. Obernberger, A. Hammerschmid, Dezentrale Biomasse-Kraft-WärmeKopplungstechnologien, Schriftenreihe Thermische Biomassennutzung, TU Graz, Duitsland, 1998. Handboek Warmtekrachtkoppeling, Vito, Belcogen, 1999. M. Berg, Energos waste to energy system, Symposium Nieuwe technieken voor Afvalverwerking, Gent, 1999.


bijlage 2

214

BIJLAGE 2 : RESULTATEN VAN DE ANALYSE 1.1 A NALYSE VAN DE BASISSCENARIO’S ................................................................................................................... 215 1.1.1 Roosteroven SNCR......................................................................................................................................215 1.1.2 Roosteroven SCR ........................................................................................................................................215 1.1.3 Scheiden/vergisten, verbranden in circulerend wervelbed..................................................................216 1.1.4 Scheiden/drogen, verbranden in circulerend wervelbed......................................................................217 1.1.5 Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in gasmotor...............................................................218 1.1.6 Scheiden/ drogen, vergassen, en verbranden in gasmotor..................................................................220 1.1.7 Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in STEG.....................................................................220 1.1.8 Scheiden/ drogen, vergassen, en verbranden in STEG.........................................................................222 1.1.9 Geïntegreerde pyrolyse..............................................................................................................................223 1.2 SENSITIVITEITSANALYSE : INTERN ELEKTRICITEITSVERBRUIK EN EIGEN ZUURSTOFAANMAAK ................. 225 1.2.1 Roosteroven .................................................................................................................................................225 1.2.2 Scheiden/vergisten, verbranden in circulerend wervelbed..................................................................225 1.2.3 Scheiden/drogen, verbranden in circulerend wervelbed......................................................................225 1.2.4 Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in gasmotor...............................................................226 1.2.5 Scheiden/ drogen, vergassen, en verbranden in gasmotor..................................................................227 1.2.6 Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in STEG.....................................................................228 1.2.7 Scheiden/ drogen, vergassen, en verbranden in STEG.........................................................................229 1.2.8 Geïntegreerde pyrolyse..............................................................................................................................230 1.3 BIJKOMENDE SLIBKOEKVERWERKING VAN SVGIS ............................................................................................ 232 1.3.1 Scheiden/vergisten, verbranden in circulerend wervelbed..................................................................232 1.3.2 Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in gasmotor...............................................................233 1.3.3 Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in STEG.....................................................................234 1.4 VERMEDEN EMISSIES.............................................................................................................................................. 236 1.4.1 Elektriciteitsproductie................................................................................................................................236 1.4.2 Warmteproductie.........................................................................................................................................237


bijlage 2

215

6.4 Analyse van de basisscenario’s In deze bijlage worden de gedetailleerde resultaten van de analyse weergegeven. Per scenario worden de impacts weergegeven onderverdeeld in impacts door hulpstoffen, door emissies en door energiegebruik. Aannames in de inventarisatie van hulpstoffen en emissies, en de doorrekening ervan worden kort beschreven.

6.4.1 Roosteroven SNCR Inputs Van ureum en ongebluste kalk zijn specifieke gegevens beschikbaar. Actieve kool is benaderd met behulp van gegevens voor de productie van houtskool. Voor de emissies van verbranding van olie zijn West-Europese gegevens gebruikt. Outputs De emissie van stof is gekarakteriseerd voor de gemiddelde samenstelling van deeltjesgrootte van stof uit verbrandingsprocessenlxix . Tabel 1: Gekarakteriseerde milieu-impact van de verwerking van 1 ton grijs afval in een roosteroven met SNCR. Menselijke gezondheid [DALY] Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Kanker door dioxine-emissie Luchtwegen (organische stoffen) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Radioactieve straling Ozonlaagaantasting Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik Uitputting [MJ surplus energie]

Hulpstoffen 8,14E-07 6,92E-11 2,34E-08 5,09E-06 2,02E-06 4,68E-09 2,89E-09 Hulpstoffen 1,28E-01 2,72E-01 7,73E-02 Hulpstoffen

Mineralen Fossiele brandstoffen

1,59E-02 1,64E+01

Energie [MJ] Energie brandstof Energie elektriciteit

-1,71E+01 1,73E+03

Aangekochte energie 7,16E-07 4,69E-09 1,60E-06 3,28E-07

Emissies 3,76E-07 2,65E-08 7,45E-05 1,76E-04

1,37E-09 Aangekochte energie 1,10E-01 4,38E-02

Aangekochte energie

Emissies 2,98E+00 4,36E+00

Emissies

2,93E+00

6.4.2 Roosteroven SCR Inputs Van ongebluste kalk zijn specifieke gegevens beschikbaar. Actieve kool is benaderd met behulp van gegevens voor de productie van houtskool. Voor de emissies van verbranding van olie zijn West-Europese gegevens gebruikt. Outputs De emissie van stof is gekarakteriseerd voor de gemiddelde samenstelling van deeltjesgrootte van stof uit verbrandingsprocessen.


bijlage 2

216 Tabel 2: Gekarakteriseerde milieu-impact van de verwerking van 1 ton grijs afval in een roosteroven met SCR. Menselijke gezondheid [DALY] Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Kanker door dioxine-emissie Luchtwegen (organische stoffen) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Radioactieve straling Ozonlaagaantasting Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik Uitputting [MJ surplus energie]

Hulpstoffen 4,00E-07 5,28E-11 2,10E-09 9,85E-07 9,14E-07 1,35E-09 3,87E-10 Hulpstoffen 2,54E-02 3,69E-02 3,58E-02 Hulpstoffen


4,85E-03 4,17E+00

Energie [MJ] Energie brandstof Energie elektriciteit

-3,07E+02 1,69E+03

Aangekochte energie 9,71E-07 1,04E-08 3,70E-06 4,01E-06

Emissies 3,76E-07 1,85E-08 3,21E-05 1,76E-04

1,53E-09 Aangekochte energie 1,25E-01 1,50E-01

Aangekochte energie

Emissies 2,98E+00 1,92E+00

Emissies

4,56E+01

6.4.3 Scheiden/vergisten, verbranden in circulerend wervelbed Inputs Voor het scheiden en vergisten zijn een aantal hulpstoffen nodig. De milieubelasting van de productie van polyacrylamide poeder (flocculant) is geschat op basis van LCA gegevens van de productie van polymethylmethacrylate. De productie van ijzerchloride en anti-schuimmiddel is gebaseerd op algemene gegevens voor de productie van respectievelijk anorganische chemicaliën en organische chemicaliën. Voor de productie van ongebluste kalk, zand, cement, zoutzuur en natronloog ten behoeve van de verbranding in het wervelbed, zijn specifieke LCA gegevens gebruik. De productie van polyelectroliet en fosfaat is geschat op basis van algemene gegevens voor anorganische chemicaliën, en de productie van amines op basis van productie van organische chemicaliën. De milieu-impact van de productie van actief kool is gebaseerd op de productie van houtskool. Outputs Emissie van NH3, sulfaat, nitraat en COD naar water zou kunnen leiden tot effecten op ecosystemen. Het is niet mogelijk om deze effecten te karakteriseren aan de hand van Eco-indicator 99 doordat er nog geen geschikte wetenschappelijke modellen beschikbaar zijn. Tabel 3: Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en vergisten van 1 ton grijs afval, en de verbranding van RDF in een circulerend wervelbed. Menselijke gezondheid [DALY]


Hulpstoffen Hulpstoffen Aangekochte Emissies SVgis WBO energie WBO SVgis

Emissies WBO

bijlage 2

217 Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Kanker door dioxine-emissie Luchtwegen (organische stoffen) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Radioactieve straling Ozonlaagaantasting Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik Uitputting [MJ surplus energie] Mineralen Fossiele brandstoffen Energie [MJ] Energie brandstof Energie elektriciteit

1,82E-07 4,43E-12 2,72E-09 1,12E-06 2,57E-07 1,08E-09 1,01E-09

7,16E-09 2,85E-08 7,94E-06 3,98E-05

6,03E-08 2,10E-11 7,30E-09 3,70E-05 7,05E-05

Hulpstoffen Hulpstoffen Aangekochte SVgis WBO energie 4,28E-02 5,76E-02 3,28E-04 3,05E-02 8,09E-02 2,25E-03 1,08E-02 5,24E-02

Emissies SVgis 5,28E-06 4,42E-01

Emissies WBO 3,94E-01 2,23E+00

Hulpstoffen Hulpstoffen Aangekochte SVgis WBO energie 3,53E-03 1,02E-02 2,32E+00 6,33E+00 9,08E-01

Emissies SVgis

Emissies WBO

Energie Svgis 4,36E+02

9,15E-07 1,21E-10 3,53E-09 2,16E-06 2,88E-06 2,53E-09 8,38E-10

5,43E-09 1,22E-10 4,47E-08 7,83E-08 3,36E-12

Energie WBO -6,16E+00 1,28E+03

6.4.4 Scheiden/drogen, verbranden in circulerend wervelbed Inputs Voor zover bekend worden er geen hulpstoffen gebruikt bij het scheiden en biologisch drogen. Er wordt elektriciteit aangekocht, waarbij aangenomen is dat dat de impact gebaseerd kan worden op de gemiddelde Belgische elektriciteitsmix. Bij verbranding van RDF in het circulerend wervelbed worden dezelfde hulpstoffen gebruikt als omschreven in voorgaande paragraaf. Outputs Er zijn geen belangrijke emissies naar water opgegeven ten gevolge van scheiden en biologisch drogen. Deze zijn dan ook niet meegenomen in de analyse. Bij de verwerking van 1 ton grijs afval ontstaat 460 kg RDF wat verbrand wordt in een circulerend wervelbed.


bijlage 2

218

Tabel 4: Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en biologisch drogen van 1 ton grijs afval, en de verbranding van RDF in een circulerend wervelbed. Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen WBO Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1,37E-06 Kanker door dioxine-emissie 1,82E-10 Luchtwegen (organische stoffen) 5,27E-09 Luchtwegen (anorganische stoffen) 3,23E-06 Broeikaseffect 4,30E-06 Radioactieve straling 3,77E-09 Ozonlaagaantasting 1,25E-09

Aangekochte Aangekochte Emissies energie SBioD energie WBO SBioD 1,74E-05 8,11E-09 1,07E-09 2,21E-08 1,82E-10 9,22E-09 2,06E-05 6,67E-08 1,57E-06 9,94E-06 1,17E-07 2,06E-05

Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr)

Hulpstoffen WBO 8,59E-02 1,21E-01 7,83E-02

Aangekochte AangekochPe Emissies energie SBioD energie WBO SBioD 7,99E-01 4,90E-04 8,29E-03 7,20E-01 3,37E-03 2,34E-01


Hulpstoffen WBO 1,53E-02 9,46E+00

Aangekochte AangekochPe Emissies energie SBioD energie WBO SBioD

Emissies WBO

Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik Uitputting [MJ surplus energie] Mineralen Fossiele brandstoffen Energie [MJ] Energie brandstof Energie elektriciteit

Energie SBioD -1,48E+02 -3,60E+02

3,15E-09

4,87E+01

5,02E-12

1,36E+00


6.4.5 Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in gasmotor Inputs De inputs voor scheiden en vergisten zijn hetzelfde als hierboven. Voor vergassen is zuurstof en CaO nodig. De milieu-impact van de productie is gebaseerd op specifieke LCA gegevens. Daarbij is aangenomen dat de zuurstof wordt geproduceerd met behulp van gemiddeld West Europese elektriciteit1 . Er wordt stoom gebruikt als input van het proces, maar omdat de energie-inhoud onbekend is, kan dit niet meegenomen worden in de energiebalans. Daarnaast wordt elektriciteit gebruikt. Er is aangenomen dat deze elektriciteit is opgewekt in een gasmotor, door verbranding van syngas. Er zijn geen hulpstoffen bekend bij de verbranding van syngas in de gasmotor.


Emissies WBO 1,34E-08 3,13E-11 2,18E-08 5,53E-05 1,43E-04

bijlage 2

219

Tabel 5: Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en vergisten van 1 ton grijs afval, vergassing van het RDF, en verbranding van syngas in een gasmotor Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Hulpstoffen (Externe) Emissies SVgis Vgas energie SVgis Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1,82E-07 9,11E-06 1,24E-06 Kanker door dioxine-emissie 4,43E-12 2,63E-10 3,99E-10 7,16E-09 Luchtwegen (organische stoffen) 2,72E-09 2,90E-08 8,64E-10 2,85E-08 Luchtwegen (anorganische stoffen) 1,12E-06 1,90E-05 3,12E-06 7,94E-06 Broeikaseffect 2,57E-07 9,61E-06 1,13E-05 3,98E-05 Radioactieve straling 1,08E-09 5,25E-08 Ozonlaagaantasting 1,01E-09 7,29E-09 1,99E-11

Emissies M 1,62E-06 2,25E-09 1,67E-09 1,46E-05 6,17E-05

Emissies Vgis


Hulpstoffen Hulpstoffen (Externe) Emissies SVgis Vgas energie SVgis 4,28E-02 5,80E-01 6,35E-02 5,28E-06 3,05E-02 5,79E-01 1,61E-01 4,42E-01 1,08E-02 4,44E-01

Emissies M 9,98E-02 7,96E-01

Emissies Vgis

Hulpstoffen Hulpstoffen (Externe) Emissies SVgis Vgas energie SVgis 3,53E-03 9,62E-02 2,32E+00 2,50E+01 2,85E+00

Emissies M

Emissies Vgis

Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik Uitputting [MJ surplus energie] Mineralen Fossiele brandstoffen Energie [MJ] Energie brandstof Energie elektriciteit Energie thermisch



Energie Vgas -2,54E+01 -2,26E+02 3,91E+02

Energie M 1,51E+03 1,93E+03

bijlage 2

4,92E-08 3,10E-08

1,99E-03

220 6.4.6 Scheiden/ drogen, vergassen, en verbranden in gasmotor Inputs, Outputs Alle aannames wat betreft de input en output van de afvalverwerkingsprocessen zijn in de voorgaande paragrafen beschreven. Tabel 6:Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en biologisch drogen van 1 ton grijs afval, vergassing van het RDF, en verbranding van syngas in een gasmotor. Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Emissies Vgas energie energie SBioD M SBioD Vgas Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1,76E-05 1,74E-05 2,53E-06 3,02E-06 Kanker door dioxine-emissie 5,08E-10 9,47E-10 1,07E-09 4,20E-09 Luchtwegen (organische stoffen) 5,60E-08 2,21E-08 1,80E-09 9,22E-09 3,12E-09 Luchtwegen (anorganische stoffen) 3,68E-05 2,06E-05 7,19E-06 1,57E-06 2,73E-05 Broeikaseffect 1,86E-05 9,94E-06 2,67E-05 2,06E-05 1,15E-04 Radioactieve straling 1,02E-07 Ozonlaagaantasting 1,41E-08 3,15E-09 3,85E-11

Emissies Vgis


Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Emissies Vgas energie energie SBioD M SBioD Vgas 1,12E+00 7,99E-01 1,30E-01 8,29E-03 1,86E-01 1,12E+00 7,20E-01 3,73E-01 2,34E-01 1,48E+00 8,58E-01

Emissies Vgis

Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Vgas energie energie SBioD SBioD Vgas 1,86E-01 4,82E+01 4,87E+01 5,51E+00

Emissies Vgis

Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik Uitputting [MJ surplus energie]

Mineralen Fossiele brandstoffen Energie [MJ] Energie brandstof Energie elektriciteit Energie thermisch


Emissies M

Energie Vgas Energie M -4,91E+01 -4,37E+02 7,57E+02

2,377E+03 2,94E+03

6.4.7 Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in STEG Inputs De inputs voor scheiden en vergisten, en voor vergassen zijn hetzelfde als hiervoor. Er is aangenomen dat de elektriciteit die gebruikt wordt tijdens het vergassen van RDF, opgewekt is in een STEG, door verbranding van syngas. Voor zover bekend worden er geen belangrijke hulpstoffen gebruikt bij verbranding van syngas in een STEG. Outputs Voor de emissies van scheiden/ vergisten gelden de opmerkingen uit voorgaande paragrafen.


bijlage 2

9,51E-08 5,99E-08

3,85E-03

221

Tabel 7: Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en vergisten van 1 ton grijs afval, vergassing van het RDF, en verbranding van syngas in een STEG Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Hulpstoffen (Externe) Emissies SVgis Vgas energie SVgis Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1,82E-07 9,11E-06 9,57E-07 Kanker door dioxine-emissie 4,43E-12 2,63E-10 7,16E-09 Luchtwegen (organische stoffen) 2,72E-09 2,90E-08 5,69E-10 2,85E-08 Luchtwegen (anorganische stoffen) 1,12E-06 1,90E-05 2,07E-06 7,94E-06 Broeikaseffect 2,57E-07 9,61E-06 9,64E-06 3,98E-05 Radioactieve straling 1,08E-09 5,25E-08 Ozonlaagaantasting 1,01E-09 7,29E-09 1,99E-11

Emissies STEG

Emissies Vgis

1,82E-11 1,16E-05 6,99E-05

4,92E-08 3,10E-08



Emissies STEG

Emissies Vgis

6,41E-01

1,99E-03


Emissies STEG

Emissies Vgis




Energie Vgas -2,52E+01 -2,26E+02 4,89E+01

Energie STEG

1,94E+03 2,53E-01

bijlage 2

222

6.4.8 Scheiden/ drogen, vergassen, en verbranden in STEG Inputs, Outputs Alle aannames van de afvalverwerkingsprocessen zijn in de voorgaande paragrafen beschreven. Er is aangenomen dat de elektriciteit benodigd voor het vergassen, wordt aangeleverd door de STEG en is geproduceerd door verbranding van syngas. Tabel 8: Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en biologisch drogen van 1 ton grijs afval, vergassing van het RDF, en verbranding van syngas in een STEG Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Aangekochte Vgas energie SBioD Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1,76E-05 1,74E-05 Kanker door dioxine-emissie 5,08E-10 Luchtwegen (organische stoffen) 5,60E-08 2,21E-08 Luchtwegen (anorganische stoffen) 3,68E-05 2,06E-05 Broeikaseffect 1,86E-05 9,94E-06 Radioactieve straling 1,02E-07 Ozonlaagaantasting 1,41E-08 3,15E-09 Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr)




Emissies STEG

Emissies Vgis

2,79E-11 1,78E-05 1,07E-04

9,51E-08 5,99E-08

Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Vgas energie energie SVgis SBioD Vgas 1,12E+00 7,99E-01 8,84E-02 8,29E-03 1,12E+00 7,20E-01 2,02E-01 2,34E-01 8,58E-01

Emissies STEG

Emissies Vgis

9,82E-01

3,85E-03

Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Vgas energie energie SVgis SBioD Vgas 1,86E-01 4,82E+01 4,87E+01 5,51E+00

Emissies STEG

Emissies Vgis


Energie Vgas -4,87E+01 -4,37E+02 9,45E+01

(Externe) Emissies energie SBioD Vgas 1,85E-06 1,07E-09 1,10E-09 9,22E-09 4,00E-06 1,57E-06 1,86E-05 2,06E-05 3,85E-11

Energie STEG

3,06E+03 3,87E-01

bijlage 2

223

6.4.9 Geïntegreerde pyrolyse Inputs De productie van hulpstoffen voor pyrolyse, HTR en de gasmotor is gebaseerd op specifieke LCA gegevens lxx (ETH en BUWAL). De productie van NaOH en CaO ten behoeve van de gasreiniging is ook gebaseerd op specifieke LCA data. De productie van absorbens en flocculant is gebaseerd op algemene data voor productie van anorganische chemicaliën en de productie van actief kool is gebaseerd op gegevens over de productie van houtskool. Outputs De emissie van metalen is gekarakteriseerd op basis van de standaard karakterisatiewaarde voor metalen in Eco-indicator 99. Tabel 9: Gekarakteriseerde milieu-impact van geïntegreerde pyrolyse van 1 ton grijs afval Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Aangekochte Emissies energie Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1,09E-05 7,59E-08 3,65E-06 Kanker door dioxine-emissie 7,33E-11 0,00E+00 5,19E-09 Luchtwegen (organische stoffen) 8,00E-08 1,71E-09 3,71E-09 Luchtwegen (anorganische stoffen) 3,10E-05 6,25E-07 4,40E-05 Broeikaseffect 7,82E-06 1,10E-06 1,34E-04 Radioactieve straling 1,69E-08 0,00E+00 0,00E+00 Ozonlaagaantasting 1,30E-08 4,70E-11 0,00E+00 Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik Uitputting [MJ surplus energie] Mineralen Fossiele brandstoffen Energie [MJ] Energie brandstof Energie elektriciteit Energie thermisch


Hulpstoffen Aangekochte Emissies energie 8,54E-01 4,59E-03 2,26E-01 1,00E+00 3,15E-02 2,51E+00 1,82E-01 0,00E+00 0,00E+00 Hulpstoffen Aangekochte Emissies energie 4,01E-02 0,00E+00 0,00E+00 4,00E+01 1,27E+01 0,00E+00

-8,62E+01 6,55E+02 3,72E+03

bijlage 2

224

Tabel 10: Vergelijking van de gekarakteriseerde totale milieu-impact van de verschillende verwerkingsroutes. Menselijke gezondheid [DALY]

RO SNCR RO SCR

Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Kanker door dioxine-emissie Luchtwegen (organische stoffen) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Radioactieve straling Ozonlaagaantasting Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr)


Mineralen Fossiele brandstoffen Energie [MJ]

Energie brandstof Energie elektriciteit Energie thermisch

1,91E-06 2,66E-08 2,81E-08 8,12E-05 1,78E-04 4,68E-09 4,26E-09

1,75E-06 1,86E-08 1,25E-08 3,68E-05 1,81E-04 1,35E-09 1,92E-09

RO SNCR RO SCR

3,22E+00 4,68E+00 7,73E-02

3,13E+00 2,11E+00 3,58E-02

RO SNCR RO SCR

1,59E-02 1,93E+01

4,85E-03 4,98E+01

RO SNCR RO SCR

SvgisWBO

SBioDWBO

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

1,16E-06 7,31E-09 4,22E-08 4,83E-05 1,14E-04 3,61E-09 1,86E-09

1,88E-05 1,28E-09 5,85E-08 8,07E-05 1,78E-04 3,77E-09 4,41E-09

1,22E-05 1,01E-08 6,28E-08 4,58E-05 1,23E-04 5,36E-08 8,33E-09

4,06E-05 6,73E-09 9,23E-08 9,35E-05 1,91E-04 1,02E-07 1,73E-08

SvgisWBO

SBioDWBO

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

7,86E-01 2,01E+00 4,55E-01

2,24E+00 3,93E+00 8,58E-01

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

9,97E-02 3,01E+01

1,86E-01 1,02E+02

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

4,95E-01 1,15E+00 2,79E+00 4,41E+00 6,32E-02 7,83E-02 SvgisWBO

SBioDWBO

1,37E-02 1,53E-02 9,56E+00 5,95E+01 SvgisWBO

SBioDVgasSTEG 3,69E-05 1,58E-09 8,85E-08 8,08E-05 1,75E-04 1,02E-07 1,73E-08

SvgisSBioDVgasVgasSTEG STEG 6,68E-01 2,02E+00 1,80E+00 3,26E+00 4,55E-01 8,58E-01 SvgisSBioDVgasVgasSTEG STEG 9,97E-02 1,86E-01 3,01E+01 1,02E+02

Pyro

1,46E-05 5,26E-09 8,54E-08 7,57E-05 1,43E-04 1,69E-08 1,30E-08 Pyro

1,08E+00 3,54E+00 1,82E-01 Pyro

4,01E-02 5,27E+01

SvgisSBioDPyro VgasVgasSTEG STEG -1,71E+01 -3,07E+02 -6,16E+00 -1,57E+02 -2,54E+01 -1,97E+02 -2,52E+01 -1,97E+02 -8,62E+01 1,73E+03 1,71E+03 1,72E+03 1,56E+03 1,72E+03 1,58E+03 2,15E+03 2,26E+03 6,55E+02 2,32E+03 3,70E+03 4,92E+01 9,49E+01 3,72E+03


SBioDWBO

SvgisVgasSTEG 1,03E-05 7,43E-09 6,08E-08 4,18E-05 1,29E-04 5,36E-08 8,33E-09

bijlage 2

225

6.5 Sensitiviteitsanalyse: intern elektriciteitsverbruik en eigen zuurstofaanmaak 6.5.1 Roosteroven De gegevens voor RO SCR en RO SNCR blijven ongewijzigd. 6.5.2 Scheiden/vergisten, verbranden in circulerend wervelbed De gegevens voor SVgis-WBO blijven ongewijzigd. 6.5.3 Scheiden/drogen, verbranden in circulerend wervelbed Tabel 11: Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en biologisch drogen van 1 ton grijs afval, en de verbranding van RDF in een circulerend wervelbed. Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen WBO Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1,37E-06 Kanker door dioxine-emissie 1,82E-10 Luchtwegen (organische stoffen) 5,27E-09 Luchtwegen (anorganische stoffen) 3,23E-06 Broeikaseffect 4,30E-06 Radioactieve straling 3,77E-09 Ozonlaagaantasting 1,25E-09

Aangekochte Aangekochte Emissies energie SBioD energie WBO SBioD 1,46E-07 8,11E-09 1,07E-09 7,67E-09 1,82E-10 9,22E-09 2,07E-06 6,67E-08 1,57E-06 1,92E-06 1,17E-07 2,06E-05


Hulpstoffen WBO 8,59E-02 1,21E-01 7,83E-02

Aangekochte AangekochPe Emissies energie SBioD energie WBO SBioD 1,08E-02 4,90E-04 8,29E-03 1,15E-01 3,37E-03 2,34E-01


Hulpstoffen WBO 1,53E-02 9,46E+00

Aangekochte AangekochPe Emissies energie SBioD energie WBO SBioD

Emissies WBO




6,35E-10

2,19E+01


5,02E-12

1,36E+00


bijlage 2

226

6.5.4

Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in gasmotor



Emissies M 1,62E-06 2,25E-09 1,67E-09 1,46E-05 6,17E-05

Emissies Vgis



Emissies M 9,98E-02 7,96E-01

Emissies Vgis


Emissies M

Emissies Vgis




Energie Vgas -2,54E+01 -3,55E+02 3,91E+02

Energie M 1,51E+03 1,93E+03

bijlage 2

4,92E-08 3,10E-08

1,99E-03

227

6.5.5

Scheiden/ drogen, vergassen, en verbranden in gasmotor

Tabel 13:Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en biologisch drogen van 1 ton grijs afval, vergassing van het RDF, en verbranding van syngas in een gasmotor. Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Emissies Vgas energie energie SBioD M SBioD Vgas Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 5,10E-06 1,46E-07 2,53E-06 3,02E-06 Kanker door dioxine-emissie 5,08E-10 9,47E-10 1,07E-09 4,20E-09 Luchtwegen (organische stoffen) 3,09E-08 7,67E-09 1,80E-09 9,22E-09 3,12E-09 Luchtwegen (anorganische stoffen) 1,87E-05 2,07E-06 7,19E-06 1,57E-06 2,73E-05 Broeikaseffect 1,20E-05 1,92E-06 2,67E-05 2,06E-05 1,15E-04 Radioactieve straling 1,02E-07 Ozonlaagaantasting 7,57E-09 6,35E-10 3,85E-11

Emissies Vgis


Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Emissies Vgas energie energie SBioD M SBioD Vgas 3,53E-01 1,08E-02 1,30E-01 8,29E-03 1,86E-01 5,90E-01 1,15E-01 3,73E-01 2,34E-01 1,48E+00 8,58E-01

Emissies Vgis

Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Vgas energie energie SBioD SBioD Vgas 1,86E-01 2,60E+01 2,19E+01 5,51E+00

Emissies Vgis





Emissies M

Energie Vgas Energie M -4,91E+01 -6,86E+02 7,57E+02

2,377E+03 2,94E+03

bijlage 2

9,51E-08 5,99E-08

3,85E-03

228

6.5.6

Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in STEG



Emissies STEG

Emissies Vgis

1,82E-11 1,16E-05 6,99E-05

4,92E-08 3,10E-08



Emissies STEG

Emissies Vgis

6,41E-01

1,99E-03


Emissies STEG

Emissies Vgis




Energie Vgas -2,52E+01 -3,55E+02 4,88E+01

Energie STEG 1,94E+03 2,53E-01

bijlage 2

229

6.5.7

Scheiden/ drogen, vergassen, en verbranden in STEG

Tabel 15: Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en biologisch drogen van 1 ton grijs afval, vergassing van het RDF, en verbranding van syngas in een STEG Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Aangekochte Vgas energie SBioD Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 5,10E-06 1,46E-07 Kanker door dioxine-emissie 5,08E-10 Luchtwegen (organische stoffen) 3,09E-08 7,67E-09 Luchtwegen (anorganische stoffen) 1,87E-05 2,07E-06 Broeikaseffect 1,20E-05 1,92E-06 Radioactieve straling 1,02E-07 Ozonlaagaantasting 7,57E-09 6,35E-10 Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr)




Emissies STEG

Emissies Vgis

2,79E-11 1,78E-05 1,07E-04

9,51E-08 5,99E-08

Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Vgas energie energie SVgis SBioD Vgas 3,53E-01 1,08E-02 8,84E-02 8,29E-03 5,90E-01 1,15E-01 2,02E-01 2,34E-01 8,58E-01

Emissies STEG

Emissies Vgis

9,82E-01

3,85E-03

Hulpstoffen Aangekochte (Externe) Emissies Vgas energie energie SVgis SBioD Vgas 1,86E-01 2,60E+01 2,19E+01 5,51E+00

Emissies STEG

Emissies Vgis


Energie Vgas -4,87E+01 -6,86E+02 9,45E+01

(Externe) Emissies energie SBioD Vgas 1,85E-06 1,07E-09 1,10E-09 9,22E-09 4,00E-06 1,57E-06 1,86E-05 2,06E-05 3,85E-11


bijlage 2

230

6.5.8

Geïntegreerde pyrolyse

Tabel 16: Gekarakteriseerde milieu-impact van geïntegreerde pyrolyse van 1 ton grijs afval Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Aangekochte energie Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 2,36E-06 7,59E-08 Kanker door dioxine-emissie 7,33E-11 Luchtwegen (organische stoffen) 6,28E-08 1,71E-09 Luchtwegen (anorganische stoffen) 1,86E-05 6,25E-07 Broeikaseffect 3,33E-06 1,10E-06 Radioactieve straling 1,69E-08 Ozonlaagaantasting 8,50E-09 4,70E-11 Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr) Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik Uitputting [MJ surplus energie] Mineralen Fossiele brandstoffen Energie [MJ] Energie brandstof Energie elektriciteit Energie thermisch


Emissies 3,65E-06 5,19E-09 3,71E-09 4,40E-05 1,34E-04

Hulpstoffen Aangekochte Emissies energie 3,29E-01 4,59E-03 2,26E-01 6,42E-01 3,15E-02 2,51E+00 1,82E-01 Hulpstoffen Aangekochte energie 4,01E-02 2,48E+01 1,27E+01

Emissies

-8,62E+01 4,84E+02 3,72E+03

bijlage 2

231

Tabel 17: Vergelijking van de gekarakteriseerde totale milieu-impact van de verschillende verwerkingsroutes, met eigen O2 en elektriciteitsproductie. Menselijke gezondheid [DALY]

RO SNCR RO SCR

Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Kanker door dioxine-emissie Luchtwegen (organische stoffen) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Radioactieve straling Ozonlaagaantasting Ecosysteem kwaliteit (PDF/m2yr)



1,75E-06 9,48E-10 1,25E-08 3,68E-05 1,81E-04 1,35E-09 1,92E-09 RO SNCR RO SCR

3,13E+00 2,11E+00 3,58E-02 RO SNCR RO SCR

4,85E-03 4,98E+01

Energie [MJ]

RO SNCR RO SCR

Energie brandstof Energie elektriciteit Energie thermisch

-3,07E+02 1,69E+03

SvgisWBO

SBioDWBO

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

1,16E-06 7,31E-09 4,22E-08 4,83E-05 1,14E-04 3,61E-09 1,86E-09

1,53E-06 1,28E-09 4,41E-08 6,22E-05 1,70E-04 3,77E-09 1,89E-09

5,69E-06 1,01E-08 4,98E-08 3,65E-05 1,19E-04 5,36E-08 4,96E-09

1,08E-05 6,73E-09 5,28E-08 5,69E-05 1,76E-04 1,02E-07 8,24E-09

SvgisWBO

SBioDWBO

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

3,89E-01 1,74E+00 4,55E-01

6,88E-01 2,80E+00 8,58E-01

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

9,97E-02 1,86E+01

1,86E-01 5,34E+01

SVgisVgas-M

SBioDVgas-M

4,95E-01 3,64E-01 2,79E+00 3,80E+00 6,32E-02 7,83E-02 SvgisWBO

SBioDWBO

1,37E-02 1,53E-02 9,56E+00 3,27E+01 SvgisWBO

SBioDVgasSTEG 7,10E-06 1,58E-09 4,90E-08 4,42E-05 1,60E-04 1,02E-07 8,24E-09

SvgisSBioDVgasVgasSTEG STEG 2,71E-01 4,60E-01 1,53E+00 2,13E+00 4,55E-01 8,58E-01 SvgisSBioDVgasVgasSTEG STEG 9,97E-02 1,86E-01 1,86E+01 5,34E+01

SvgisSBioDVgasVgasSTEG STEG -6,16E+00 -1,57E+02 -2,54E+01 -1,97E+02 -2,52E+01 -1,96E+02 1,72E+03 1,56E+03 1,59E+03 1,33E+03 2,02E+03 2,01E+03 2,32E+03 3,70E+03 4,91E+01 9,49E+01


SBioDWBO

SvgisVgasSTEG 3,78E-06 7,43E-09 4,78E-08 3,24E-05 1,26E-04 5,36E-08 4,96E-09

bijlage 2

Pyro

6,08E-06 5,26E-09 6,82E-08 6,33E-05 1,38E-04 1,69E-08 8,54E-09 Pyro

5,59E-01 3,18E+00 1,82E-01 Pyro

4,01E-02 3,75E+01 Pyro

-8,62E+01 4,84E+02 3,72E+03

232

6.6 Bijkomende slibkoekverwerking van SVgis Voor deze bijkomende doorrekening wordt aangenomen dat de emissies ten gevolge van de verwerking van RDF van SVgis (in wervelbed, via vergassing in motor of STEG). Proportioneel toenemen ten opzichte van het basisscenario. Bijkomende analyses van de samenstelling van de slibkoek ontbraken. In eerste benadering wordt dus enkel de hoeveelheid RDF vergroot en de calorische waarde verlaagd. 6.6.1 Scheiden/vergisten, verbranden in circulerend wervelbed Tabel 18: Gekarakteriseerde milieu-impact van het scheiden en vergisten van 1 ton grijs afval, en de verbranding van RDF in een circulerend wervelbed. Menselijke gezondheid [DALY]

Hulpstoffen Hulpstoffen Aangekochte SVgis WBO energie WBO Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) 1,82E-07 1,16E-06 6,87E-09 Kanker door dioxine-emissie 4,43E-12 1,53E-10 Luchtwegen (organische stoffen) 2,72E-09 4,47E-09 1,54E-10 Luchtwegen (anorganische stoffen) 1,12E-06 2,74E-06 5,66E-08 Broeikaseffect 2,57E-07 3,64E-06 9,92E-08 Radioactieve straling 1,08E-09 3,20E-09 Ozonlaagaantasting 1,01E-09 1,07E-09 4,25E-12

Emissies SVgis 7,16E-09 2,85E-08 7,94E-06 3,98E-05



Hulpstoffen Hulpstoffen Aangekochte SVgis WBO energie 4,28E-02 7,29E-02 4,15E-04 3,05E-02 1,03E-01 2,86E-03 1,08E-02 6,64E-02

Emissies SVgis 5,28E-06 4,42E-01


Hulpstoffen Hulpstoffen Aangekochte SVgis WBO energie 3,53E-03 1,29E-02 2,32E+00 8,02E+00 1,15E+00

Emissies SVgis

Emissies WBO





bijlage 2

233

6.6.2

Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in gasmotor



Emissies M 1,86E-06 2,58E-09 1,92E-09 1,68E-05 7,07E-05

Emissies Vgis



Emissies M 1,14E-01 9,11E-01

Emissies Vgis


Emissies M

Emissies Vgis




Energie Vgas -3,10E+01 -2,76E+02 4,76E+02

Energie M 1,74E+03 2,21E+03

bijlage 2

6,00E-08 3,78E-08

2,43E-03

234

6.6.3

Scheiden/ vergisten, vergassen, en verbranden in STEG



Emissies STEG

Emissies Vgis

2,09E-11 1,33E-05 8,02E-05

6,00E-08 3,78E-08



Emissies STEG

Emissies Vgis

7,35E-01

2,43E-03


Emissies STEG

Emissies Vgis




Energie Vgas -3,07E+01 -2,76E+02 5,95E+01


bijlage 2

236

6.7 Vermeden emissies 6.7.1

Elektriciteitsproductie

Tabel 21 : Vergelijking van de gekarakteriseerde totale milieu-impact van de verschillende verwerkingsroutes, zonder en met vermeden emissies. Directe impacts

RO SNCR RO SCR SvgisWBO

Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Fossiele brandstoffen Totaal, met vermeden fossiele impacts

Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Fossiele brandstoffen Totaal, met vermeden STEG

Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Fossiele brandstoffen

1,75E-06 3,68E-05 1,81E-04 3,1 2,1 49,8

SvgisVgasSTEG 1,16E-06 1,88E-05 1,22E-05 4,06E-05 1,03E-05 4,83E-05 8,07E-05 4,58E-05 9,35E-05 4,18E-05 1,14E-04 1,78E-04 1,23E-04 1,91E-04 1,29E-04 0,5 1,2 0,8 2,2 0,7 2,8 4,4 2,0 3,9 1,8 9,6 59,5 30,1 102,4 30,1

RO SNCR RO SCR SVgisWBO -9,3E-06 -1,0E-04 1,11E-04 2,8 -2,1 -227,2

Svgis- SBioDVgas-M Vgas-M

SBioDWBO

SVgis- SBioDVgas-M Vgas-M

SBioDPyro VgasSTEG 3,69E-05 1,46E-05 DALY 8,08E-05 7,57E-05 DALY 1,75E-04 1,43E-04 DALY 2,0 1,1 PDF/m².a 3,3 3,5 PDF/m².a 102,4 52,7 MJ

SvgisVgasSTEG -3,76E-06 -1,4E-04 4,02E-05 0,3 -3,5 -320,9

SBioDPyro VgasSTEG 2,22E-05 1,04E-05 DALY -1,1E-04 2,10E-05 DALY 8,12E-05 1,16E-04 DALY 1,6 1,0 PDF/m².a -2,3 1,9 PDF/m².a -266,9 -54,6 MJ

SvgisVgasSTEG 1,16E-06 1,88E-05 1,22E-05 4,06E-05 1,03E-05 3,93E-05 7,26E-05 3,69E-05 8,52E-05 3,06E-05 7,34E-05 1,42E-04 8,27E-05 1,54E-04 7,92E-05 0,5 1,2 0,8 2,2 0,7 2,2 3,9 1,4 3,4 1,1 -467,7 -372,6 -445,5 -335,7 -565,3

SBioDPyro VgasSTEG 3,69E-05 1,46E-05 DALY 6,90E-05 7,22E-05 DALY 1,22E-04 1,28E-04 DALY 2,0 1,1 PDF/m².a 2,5 3,3 PDF/m².a -524,1 -129,3 MJ

-1,0E-05 8,67E-06 9,69E-07 3,03E-05 -9,5E-05 -4,90E-05 -9,7E-05 -3,8E-05 4,22E-05 1,13E-04 5,16E-05 1,25E-04 0,2 0,9 0,5 2,0 -1,5 0,6 -2,2 0,03 -271,8 -195,2 -250,3 -155,9

RO SNCR RO SCR SVgisWBO 1,75E-06 2,79E-05 1,41E-04 3,1 1,5 -420,0

SBioDWBO


SBioDWBO

SVgis- SBioDVgas-M Vgas-M

bijlage 2

237

6.7.2

Warmteproductie

Tabel 22: basisdata voor een aardgasketel voor 1 kWh warmteproductie.

aardgas+productie aardgas m³ elektriciteit kWh CO2 kg NMVOC kg CH4 kg stof kg CO kg NOx kg SO2 kg Warmte kWh

Input 1.20E-01 1.09E-02

Output 2.22E-01 2.20E-04 4.01E-04 3.79E-06 3.50E-05 2.86E-04 2.40E-05 1

Op basis van deze data kunnen bijkomende vermeden emissies van warmteproductie bepaald worden. Gezien in sommige scenario’s de nodige informatie m.b.t. warmteproductie ontbraken, is dit niet verder gekwantificeerd.


bijlage 2

238

BIJLAGE 3 : DE ECO-INDICATOR 99 METHODIEK 1

DRIE STAPPEN....................................................................................................................................................239

2

DE WEGING (STAP 3).......................................................................................................................................239

3

SCHADEMODEL (STAP 2)..............................................................................................................................240 3.1 3.2 3.3

HET SCHADEMODEL VOOR EMISSIES.....................................................................................................................240 SCHADEMODEL VOOR LANDGEBRUIK ..................................................................................................................242 SCHADEMODEL VOOR GRONDSTOFUITPUTTING..................................................................................................242

4

INVENTARISATIE VAN DE PROCESSEN (STAP 1).............................................................................244

5

ONZEKERHEDEN..............................................................................................................................................244 5.1 5.2

ONZEKERHEID OVER JUISTHEID VAN HET SCHADEMODEL (STAP 2).................................................................244 ONZEKERHEID OVER DE DATA ..............................................................................................................................245

Om de standaard Eco-indicatoren te kunnen berekenen is een methodiek ontwikkeld, die hieronder kort wordt beschreven. De precieze details van dit model zijn beschreven in het methodologie rapport lxxi, dat apart verkrijgbaar is.


bijlage 3

239

1

DRIE STAPPEN

Om een Eco-indicator waarde te bepalen zijn er drie stappen nodig lxxii,lxxiii,lxxiv ,lxxv: 1. De inventarisatie van alle milieu-ingrepen in alle processen die een rol spelen in de levenscyclus van een product. Deze stap is de basis voor elke LevensCyclusAnalyse (LCA). Het resultaat is een lijst met emissies, landgebruik en verbruikte grondstoffen. 2. Het berekenen van de schade die deze ingrepen veroorzaken ten aanzien van menselijke gezondheid, ecosystemen en grondstofvoorraden. 3. De weging van de schade aan gezondheid, ecosystemen en voorraden. Voor deze stap is gebruikt gemaakt van een vragenlijst die aan een groot aantal mensen (panel) is toegestuurd. In figuur 1 zijn de drie stappen weergegeven. Hieronder worden de stappen nader omschreven, in omgekeerde volgorde, dus beginnend bij stap 3. Resultaat van de inventarisatie

Inventarisatie van alle processen in de levensloop van een product

Grondstoffen

Land gebruik

Schade aan grondstof voorraden Model van de schade die deze emissies, landen grondstofgebruiken oplevert

Emissies

1

2

Schade aan ecosystemen

Schade aan menselijke gezondheid

Weging van deze drie soorten schade

Indicator

3

Figuur 3-1: Schematische weergave van de procedure voor het berekenen van Eco-indicatoren. De grijze blokjes geven de procedures aan; de zwarte de (tussen)resultaten.

2

DE WEGING (STAP 3)

De weging tussen verschillende soorten schade is de moeilijkste en vaak meest omstreden stap. In veel LCA methoden wordt getracht om een tiental milieueffecten, zoals verzuring, ozonlaagaantasting, toxiciteit en energieverbruik onderling te wegen. Een panel van al of niet deskundigen wordt gevraagd om weegfactoren toe te kennen aan deze nogal abstracte begrippen. De praktijk leert dat dit moeilijk is, omdat mensen moeilijk de ernst van milieu-effecten kunnen begrijpen zonder meer te weten over wat deze effecten nu werkelijk doen. Ook het grote aantal milieueffecten maakt weging moeilijk. In de Eco-indicator 99 methodologie ontwikkeling is begonnen bij de weging: welke soort informatie kan een panel werkelijk op een zinvolle manier wegen? Er is gekozen om niet de effecten maar de schade die de effecten veroorzaken te laten wegen. Verder is ervoor gekozen om niet meer dan drie thema's te laten wegen door het panel. We vragen dus niet om de ernst van verzuring of broeikaseffect te wegen, maar om drie soorten schade ten gevolge van die effecten te wegen. De schades zijn: • Schade aan menselijke gezondheid, uitgedrukt in verloren levensjaren en verlaging van de levenskwaliteit door ziekte. Er is gebruik gemaakt van de


bijlage 3

240 DALY (Disability Adjusted Life Years) index die ook door de WHO en de Wereldbank worden toegepast. • Schade aan ecosystemen, uitgedrukt in het verlies aan biodiversiteit over een oppervlakte gedurende een zekere tijd. • Schade aan de kwaliteit van de voorraden minerale grondstoffen en fossiele brandstoffen. We drukken deze schade uit als de toename in het energieverbruik om in de toekomst grondstoffen van steeds lagere kwaliteit (concentratie) te winnen. Het panel dat voor de EI99 werd gebruikt bestond uit 365 personen die min of meer actief zijn op het terrein van LCAlxxvi. Deze groep is dus geen doorsnede van de bevolking maar een speciale groep. Voor deze groep is in eerste instantie gekozen, omdat verondersteld werd dat deze mensen de vragen beter zouden begrijpen. Door de toch nog beperkte omvang van de steekproef en doordat voor een speciale groep is gekozen mogen de resultaten niet als representatief voor de Europese bevolking worden beschouwd. We gebruiken deze resultaten toch omdat we denken dat het heel erg moeilijk zal zijn een werkelijk representatieve vertegenwoordiging in het panel te krijgen. De antwoorden laten zien dat de meeste panelleden schade aan gezondheid en aan ecosystemen ongeveer even belangrijk vinden. Schade aan grondsstoffen werd ongeveer half zo belangrijk gevonden.

3

SCHADEMODEL (STAP 2)

Om het panel de ernst van schade te laten beoordelen is een complex model ontwikkeld om de schades uit te rekenen. In figuur 2 is dit model schematisch weergegeven.

erts wining hoogoven

Onttrekkeing van ertsen en fossiele brandstoffen Land gebruik en land verandering

Concentratie ertsen

Surplus energie bij toekomstige winning

beschikbaarheid fossiele brandst.

Surplus energie bij toekomstige winning

verkleining natuurgebieden

Regionaal effect op planten soorten

dieptrekke n transport afdanken

NOx SOx NH3 Pesticide Zware metalen CO2 HCFC Nucliden (Bq) SPM VOC’s PAH’s

Inventarisatie fase

Vernaderde pH en nutrient besch. Concentratie in bodem

Verz./Vermest. (voorkomen doelsoorten) Ecotoxiciteit: toxische stress (PAF)

Concentratie broeikas gassen Concentratie ozonaantast. stof

Klimaatverandering (ziekte en evacuatie) Ozonlaag aant. (huidkanter en cataract)

Concentratie radionuclides

Nucleaire straling (kanker)

Concentratie fijn stof, KWS, etc.

Respiratore effecten

Concentr. lucht, water, voedsel

Kanker

Grondstof analyse Landgebruik anal. “Fate”analyse

Stap 1 Figuur 3-1 :

Schade aan ecosysteem kwaliteit [% plantsoorten *km2 *yr]

Locaal effect op plantensoorten

walserij

Blootstelling en Effect analyse

Stap 2

Schade aan grondstof voorraden [MJ surplus energie]

Indicator

Schade aan gezondheid [disability adjusted life years (DALY)]

Schade analyse

Normalisatie en Weging

Stap 3

Gedetailleerd overzicht van de gebruikte schade modellering (stap 2)

3.1 Het schademodel voor emissies Voor het berekenen van de schade die veroorzaakt wordt door emissies zijn vier tussenstappen nodiglxxvii.


bijlage 3

241 A. Analyse van het lot van een emissie (fate analysis) Als een chemische stof vrijkomt zoekt ze een weg door het milieu. Wat er met een stof gebeurt hangt sterk af van de eigenschappen van een stof en of de emissie naar lucht, water of bodem plaatsvindt. Goed oplosbare stoffen regenen vrij makkelijk uit de lucht en gaan in het water zitten, goed verdampende stoffen gaan juist gemakkelijk van water naar lucht. Stoffen die zich gemakkelijk aan bodem deeltjes hechten, hopen zich op in de grond. Een ander belangrijk aspect is dat stoffen door allerlei effecten afgebroken worden, en dus slechts een korte tijd schade kunnen veroorzaken. In de zogenaamde fate analysis wordt nagegaan hoe de stof verdund en afgebroken wordt en in welke concentraties een stof ophoopt in water lucht en bodem, en als afgeleide daarvan in voedsel.

Lucht

Blootstelling aan mensen

Vis en drinkwater

groente, graan, melk en melk

Water

Industriële bodem

Agrarische bodem

Natuurlijke bodem

Figuur 3-2: Schematische weergave van het model voor de berekening van het lot van een emissie.

B. Blootstelling Op basis van de berekening van de concentraties in het milieu en het voedsel, wordt bepaald hoeveel stof opgenomen wordt door mensen, planten en andere blootgestelde organismen. C. Effect analyse Wanneer bekend is hoeveel van een stof wordt opgenomen kan worden vastgesteld welke soorten ziekten bij mensen ontstaat en welke effecten de stoffen op planten en andere organismen hebben. D. Schade analyse De ziekten en de andere verschijnselen worden uitgedrukt in een schade eenheid. Als bijvoorbeeld een zekere emissie van een stof bij 10 mensen een bepaalde vorm van kanker veroorzaakt, wordt uit statistische literatuur bepaald op welke leeftijd deze kanker voorkomt en hoe vaak mensen hieraan overlijden. Op basis daarvan wordt het aantal ziekte jaren en het aantal gemiste levensjaren bepaald. Bij schade aan ecosystemen wordt nagegaan welk percentage organismen onder toxische druk leeft, terwijl voor verzuring en vermesting wordt gekeken welk percentage van planten in een bepaald ecosysteem niet meer kunnen voorkomen. Schade aan dieren die hoger in de voedselketen zitten is moeilijker te modelleren. Er is aangenomen dat schade aan planten en bodem en water organismen ook invloed heeft op “hogere” dieren.


bijlage 3

242 Voor de meeste emissies wordt de gemiddelde schade in Europa bepaald. Voor sommige stoffen, zoals lang levende radioactieve stoffen, broeikasgassen en ozonlaagaantastende stoffen wordt de schade in de hele wereld meegenomen.

3.2 Schademodel voor landgebruik Voor landgebruik wordt gekeken naar de achteruitgang van het aantal plantensoorten in een gebied. Het zal duidelijk zijn dat een parkeerterrein minder plantensoorten kent dan een natuurgebied. Op basis van vele metingen is een index gemaakt van de gemiddeld te verwachten plantensoortenrijkdom bij verschillende soorten landgebruik. Een complex probleem is dat bij het gebruik van land ook de hoeveelheid natuurlijk gebied kunstmatig klein wordt gehouden. Nu blijkt dat de soortenrijkdom van een natuurgebied ook afhangt van de grootte van een gebied. Om die redenen kijken we niet alleen naar de schade die wordt veroorzaakt op het parkeerterrein zelf, maar ook naar het effect dat, zolang het parkeer terrein er ligt, het natuurlijke gebied niet groter kan worden. We noemen dit het regionale effect. Zowel het lokale als het regionale effect worden meegenomen.

Figuur 3-3: Enkele voorbeelden van empirisch bepaalde relatie tussen de grootte van een gebied, het type gebied en de hoeveelheid planten. Elke punt is een waarneming, De lijn is de vooronderstelde relatie tussen het oppervlak en de soorten rijkdom. “Continuous urban” betekent dichte bebouwing. “Discontinuous urban” betekent bebouwing met onderbrekingen en “Green urban” betekent een groenzone in een bebouwd gebied. S betekent het aantal waargenomen of voorspelde soortenlxxviii .

3.3 Schademodel voor grondstofuitputting Door het onttrekken van mineralen uit de bodem wordt de wereld grondstofvoorraad niet alleen kleiner, maar verslechtert op termijn ook de kwaliteit. Dit komt doordat men altijd begint met de rijkste ertsen. Als die op zijn, zoekt men een iets minder rijke erts. Zo waren er in het bronstijdperk koper ertsen met tientallen procenten koper. Een eeuw geleden was deze concentratie gezakt tot enkele procenten en thans is de gemiddelde concentratie 0,7%. In principe is het zo dat door elke onttrekking van de rijkste ertsen, de gemiddelde ertsconcentratie afneemt. Deze achteruitgang in concentraties leidt in principe tot een steeds hoger energieverbruik voor de winning van minerale grondstoffen. Dit extra energieverbruik nemen we als maat voor de schade aan de voorradenlxxix .


bijlage 3

243 Lead 8

Zinc

Cummulative amount of materials Mined (tons)

10

Copper 10

8

7

Chromium

6

10

Molybdenum Mercury

Tungsten

5

10

Uranium 10

1

0,1

Ore Grade (percent metal)

Figuur 3-4: De relatie tussen de beschikbare hoeveelheid en de concentratie voor een aantal mineralen. Een steile lijn betekent dat de beschikbare hoeveelheid snel toeneemt als de mensheid genoegen neemt met een iets lagere concentratie. Een vlakke lijn betekent dat, ook als de mensheid genoegen neemt met een lagere concentratie, de beschikbare hoeveelheid slechts gering toeneemt. De hellingshoek van de lijn bepaald dus in feite of er in de toekomst veel of weinig extra energie nodig zal zijn om de grondstof te blijven winnenlxxx.

Voor fossiele brandstoffen geldt iets soortgelijks, hoewel we niet kunnen spreken van concentraties van fossiele brandstoffen. Het blijkt echter wel dat op termijn een eind komt aan de gemakkelijk winbare vloeibare olie. Dat wil niet zeggen dat olie dan op is, maar er zal meer en meer gebruik gemaakt moeten worden van het gebruik van teerzanden en “shale”. Het gebruik van deze voorraden vergt meer energie.

Figuur 3-5: De hoeveelheid vloeibare olie die per jaar ontdekt (In Gigabarrel) wordt neemt geleidelijk af. Dit komt vooral doordat vermoedelijk alle grote olie velden (de “giants”) al ontdekt zijn. De afgelopen jaren werd ongeveer 6 Gigabarrel per jaar ontdekt, terwijl ongeveer het tienvoudige wordt gewonnenlxxxi.


bijlage 3

244

4

INVENTARISATIE VAN DE PROCESSEN (STAP 1)

Het inventariseren van de emissies en het gebruik van ruimte en grondstoffen is vaak het meest omvangrijke werk. Voor de Eco-indicatoren is gebruik gemaakt van een bestaande database met gegevens, namelijk de zogenaamde energiedatabase van de ETH in Zürichlxxxii. Van deze zeer goed bekend staande en zeer gedetailleerde database is een selectie gemaakt van de meest gebruikte materialen en processen. Daarnaast is gebruik gemaakt van gegevens die door Philips zijn aangeleverd. Voor de berekening van de afvalgegevens is gebruik gemaakt van een andere Zwitserse database, de zogenaamde BUWAL 250 database lxxxiii. Hierbij is tevens gebruik gemaakt van enige bewerkingen die zijn uitgevoerd door bureau IVAM. Bij deze inventarisatie is het van groot belang erop toe te zien dat voor alle processen dezelfde systematiek wordt toegepast. Belangrijke criteria zijn: • De systeemgrenzen • De allocatie of toerekening. • De volledigheid.

5

ONZEKERHEDEN

Uiteraard is het van belang om goed te letten op onzekerheden in de modellen. We onderscheiden twee soorten: 1. Onzekerheid over de juistheid van het model 2. Onzekerheid in data Het eerste type onzekerheid omvat zaken als de keuze van de termijn waarover we de schade meerekenen en de vraag of iets voldoende zeker bewezen is om mee te rekenen. Het tweede type onzekerheid heeft te maken met onzekerheden in de getallen. Deze onzekerheid is vrij goed bekend in stap 2 en 3.

5.1 Onzekerheid over juistheid van het schademodel (stap 2) In discussies over de ernst van milieueffecten lopen opinies vaak sterk uiteen. Dit kan te maken hebben met verschillende mate van kennisniveaus, maar vaak blijkt dat een aantal basis uitgangspunten in sterke mate de mening over milieu (en andere problemen) bepalen. Sommige mensen vinden lange termijn effecten veel minder belangrijk dan korte termijn effecten. Sommige mensen vinden dat je alleen milieueffecten mag meenemen die ondubbelzinnig bewijsbaar zijn, andere vinden dat als er ook maar een vermoeden bestaat, je een effect serieus mee moet nemen. Dergelijk opvattingen zijn principieel niet verenigbaar. Omdat we niet op basis van alle mogelijke uitgangspunten en visies een model kunnen maken hebben we een drietal perspectieven gebruikt. Deze drie perspectieven zijn een soort archetypes van verschillende basis houdingen die mensen zouden kunnen innemen. Heel in het kort ziet de indeling er als volgt uit: Perspectief Factor tijd Beheersbaarheid H (hierarchist) Balans tussen korte Goed beleid kan en lange termijn problemen voorkomen I (individualist) Korte termijn Technologie kan veel problemen voorkomen E (egalitair) Zeer lange termijn Problemen kunnen catastrofaal zijn


Mate van bewijs Effecten waarover consensus is Alleen bewijsbare effecten Alle mogelijke effecten

bijlage 3

245

Deze indeling, die wordt aangeduid met Cultural Theory lxxxiv, wordt ook veel in sociale wetenschappen gebruikt. Uiteraard betekent deze methode niet dat er slechts drie soorten mensen bestaan. De wereld is veel kleurrijker dan dat. Er is slecht getracht rekening te houden met drie “archetypen” van basishoudingen. Als gevolg van het toepassen van deze perspectieven is de gehele Eco-indicator 99 methodiek beschikbaar in drie versies. De getallen die in dit rapport zijn gepubliceerd zijn gebaseerd op perspectief H (Hierarchist). Voor dit perspectief is gekozen omdat dit het perspectief is dat op een zo groot mogelijke consensus is gebaseerd. Dit is het perspectief dat in veel milieu modellen wordt toegepast. De andere perspectieven kunnen desgewenst worden gebruikt om na te gaan hoe de milieubelasting wordt berekend uitgaande van een ander perspectief. Dit is zeer nuttig als men wil nagaan of een verkregen resultaat wel of niet afhangt van het gekozen perspectief. Ook bij de panelweging (stap 3) bleek het mogelijk de drie perspectieven te onderscheiden. voor de inventarisatie (stap 1) is geen onderscheid gemaakt naar perspectieven.

5.2 Onzekerheid over de data De onzekerheid over data is van een geheel andere orde. Het gaat hierbij bijvoorbeeld om de onzekerheid in het aantal kankergevallen dat ontstaat wanneer mensen aan een bepaalde stof worden blootgesteld, of om de onzekerheid in de relatie tussen de concentratie en de beschikbaarheid van een erts. In het methodologie rapport zijn de onzekerheden zo goed mogelijk bepaald en gespecificeerd voor stap 2 (schademodel) en stap 3 (de weging). Bij het berekenen van de standaard indicatoren zijn deze onzekerheden echter (nog) niet verwerkt. Bij het beoordelen van de onzekerheden moet rekening worden gehouden met het verschil tussen de absolute onzekerheid en de relatieve onzekerheid. Met dat laatste wordt gedoeld op de onzekerheid van de verschillen tussen de indicatoren. Deze onzekerheid is voor de gebruiker de belangrijkste; het gaat er vooral om de verschillen tussen twee productsystemen, of om de relatieve verschillen tussen twee materialen of fasen in de levensloop. De onzekerheid in de relatieve verschillen is veel kleiner dan de onzekerheid in de absolute waarden. Dit komt omdat onzekerheden vaak onderlinge correlaties hebben waardoor ze elkaar gedeeltelijk opheffen. Voorbeelden: 1. Bij een vergelijking van een product A dat gemaakt is van 5 kg polyetheen en product B dat gemaakt is van 6 kg van hetzelfde polyetheen, kan men concluderen dat de milieubelasting van product B hoger is, ook als bekend zo zijn dat de absolute onzekerheid in de Eco-indicator van polyetheen een factor 2 of hoger zou zijn. Dit komt doordat eventuele fouten in de Eco-indicator van polyetheen tegen elkaar wegvallen. 2. Als product C van polyetheen en product D van polypropeen wordt gemaakt, spelen de onzekerheden een beperkte rol. Immers de productieprocessen zijn niet extreem verschillend. In beide gevallen wordt de Eco-indicatorwaarde


bijlage 3

246 bepaald door het verbruik van olie en een aantal emissies. Onzekerheden in het modelleren van olieverbruik en van de meeste emissies vallen voor een goed deel tegen elkaar weg. Alleen onzekerheden van emissies die typisch een kenmerk zijn van één van beide kunststoffen spelen een rol. Als nu het polypropeen product een 20% lagere Eco-indicator waarde heeft, zal men meestal mogen concluderen dat er een significant verschil is. 3. Als product E van hout is gemaakt en product F van polyetheen, spelen de onzekerheden wel een grote rol. Hout en polyetheen worden op geheel verschillende manieren gemaakt. Bij de bepaling van de Eco-indicator waarde zullen bij polyetheen het verbruik van olie en een aantal emissies de hoofdrol spelen; bij hout zullen met name het landgebruik en de transport emissies een rol spelen. Onzekerheden in de manier waarop landgebruik wordt gemodelleerd vallen niet of nauwelijks weg tegen de onzekerheden bij het modelleren van de emissies van polyetheen productie. Als de Eco-indicator waarde van het houten product maar 20% lager scoort dan het kunstsof product mag niet worden geconcludeerd dat het houten product beter is. De onzekerheden bij het vergelijken van dergelijke totaal verschillend berekende Eco-indicatoren is eenvoudigweg te groot. Het is moeilijk algemene uitspraken te doen over de betrouwbaarheid van indicatoren, bij het vergelijken van materialen processen of producten. Uit het voorbeeld blijkt dat bij min of meer gelijksoortige processen de onzekerheden een minder belangrijke rol spelen. Bij het vergelijken van sterk verschillende processen kan de onzekerheid in de onderlinge verhouding aanzienlijk zijn. Op grond hiervan kan gesteld worden, dat bij het vergelijken van materialen en processen die via een gelijksoortig principe tot stand komen, mag men stellen dat een verschil van enkele 10 tallen procenten over het algemeen significant is. Bij materialen of processen die langs volledig andere principe tot stand komen kan men een dergelijke conclusie pas trekken als het verschil minstens een factor 2 en soms meer is. De enige manier om inzicht in deze problematiek te krijgen is het gebruiken van een zogenaamde Monte Carlo analyse in gespecialiseerde LCA software. Een dergelijk experiment is nog niet uitgevoerd. de hierboven aangegeven vuistregels zijn nog niet getoetst. Voorlopig geldt dat de gebruiker wordt aan bevolen om, rekening te houden met het bovenstaande, zelf een oordeel te vormen over wat vermoedelijk een significant verschil is en wat niet.


bijlage 3

247

Bijlage 4 : Milieu-impact van transport In de analyse is gekeken naar de invloed van transport van hulpstoffen naar de verschillende verwerkingsinstallaties, van restfracties vanuit de verschillende installaties en van RDF tussen de installaties. Er is gebleken dat transportafstanden van 50 km de impact voor sommige impact categorieën significant verhoogt, maar dat globaal dezelfde verhoudingen tussen de verwerkingsscenario's blijven bestaan. In deze bijlage worden de basiscijfers met betrekking tot transport samengevat. Figuur 1 en tabel 1 geven de milieu-impact weer voor het transport over één kilometer van één kilogram met een vrachtwagen. Tabel 2 vertaalt deze milieuimpact naar de verschillende scenario's voor transport over één km. Schade aan humane gezondheid (Eco-indicator 99)

Uitputting van grondstoffen (Ecoindicator 99)

Schade aan ecosysteem kwaliteit (Eco-indicator 99)

3,0E-10

2,0E-05

3,5E-04

3,0E-04

2,0E-10

1,5E-10

1,0E-10

1,0E-05

5,0E-06

[MJ surplus energie]

1,5E-05

[PDF/m2yr]

[DALY]

2,5E-10

2,5E-04

2,0E-04

1,5E-04

1,0E-04

5,0E-11

5,0E-05 0,0E+00

0,0E+00

0,0E+00

Figuur 1: Overzicht van de gekarakteriseerde milieu-impact van 1 kgkm transport in een 28 tons vrachtwagen [Buwal 250].

Tabel 1: Overzicht van de gekarakteriseerde milieu-impact van 1 kgkm transport in een 28 tons vrachtwagen. Menselijke gezondheid Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Kanker door dioxine-emissie Luchtwegen (organische stoffen) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Radioactieve straling Ozonlaagaantasting

[DALY] 5,50E-12 0,00E+00 1,22E-12 2,62E-10 3,29E-11 0,00E+00 1,39E-13

Ecosysteem kwaliteit Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting Landgebruik

(PDF/m2yr) 8,29E-07 1,58E-05 0,00E+00

Uitputting Mineralen Fossiele brandstoffen

[MJ surlpus energy] 0,00E+00 2,95E-04


bijlage 4

248

Tabel 2: de impact van transport over één km van alle hulp-, reststoffen en RDF. Menselijke gezondheid

RO

SVgis-WBO

1.6E-09 3.6E-10 7.6E-08 9.6E-09 4.1E-11

4.0E-09 8.8E-10 1.9E-07 2.4E-08 1.0E-10

Ecosysteem kwaliteit

RO

SVgis-WBO

Ecotoxische stoffen Verzuring/ vermesting

2.4E-04 4.6E-03

6.0E-04 1.1E-02

RO

SVgis-WBO

8.6E-02

2.1E-01

Kankerverwekkende stoffen (excl. dioxine) Luchtwegen (organische stoffen) Luchtwegen (anorganische stoffen) Broeikaseffect Ozonlaagaantasting

Uitputting Fossiele brandstoffen


SBioDWBO 3.7E-09 8.2E-10 1.8E-07 2.2E-08 9.4E-11

SVgis-Vgas- SBioD- SVgis-Vgas- SBioD M Vgas-M STEG Vgas-ST 4.8E-09 5.6E-09 4.8E-09 5.6E-0 1.1E-09 1.2E-09 1.1E-09 1.2E-0 2.3E-07 2.7E-07 2.3E-07 2.7E-0 2.9E-08 3.4E-08 2.9E-08 3.4E-0 1.2E-10 1.4E-10 1.2E-10 1.4E-1

SBioDWBO 5.6E-04 1.1E-02

SVgis-Vgas- SBioD- SVgis-Vgas- SBioD M Vgas-M STEG Vgas-ST 7.3E-04 8.5E-04 7.3E-04 8.5E-0 1.4E-02 1.6E-02 1.4E-02 1.6E-0

SBioDWBO 2.0E-01

SVgis-Vgas- SBioD- SVgis-Vgas- SBioD M Vgas-M STEG Vgas-ST 2.6E-01 3.0E-01 2.6E-01 3.0E-0

bijlage 4

249

BIJLAGE 5: RISICO-BEOORDELING VAN DE UITSTOOT VAN EEN AFVALVEBRANDINGSINSTALLATIE J. Nouwen, C. Cornelis, I. Bilsen, R. De Fré

1.1 INLEIDING ................................................................................................................................................................250 1.2 TOELICHTING VAN DE GEBRUIKTE METHODE .....................................................................................................250 1.2.1 Blootstelling ................................................................................................................................................ 250 1.2.2 Luchtconcentratie....................................................................................................................................... 252 1.2.3 Depositie...................................................................................................................................................... 252 1.2.4 Water, bodem, planten, melk .................................................................................................................... 252 1.3 PCDD/PCDF EMISSIES VAN AFVALVERBRANDINGSINSTALLATIES................................................................253 1.3.1 Benadering .................................................................................................................................................. 253 1.3.2 Impact en achtergrondblootstelling ....................................................................................................... 255 1.4 CONCLUSIES.............................................................................................................................................................257 1.5 REFERENTIES...........................................................................................................................................................257


bijlage 5

250

1

INLEIDING

In het kader van een afvalverwerkingsstudie is een inschatting van het risico veroorzaakt door dioxine-emissie van een verbrandingsoven en rekening houdend met andere dan carcinogene risico's, gewenst. De dioxine-uitstoot van de oven wordt geschat op 148,5 ng TEQ/ton. De verbrandingscapaciteit bedraagt 150 000 ton/jaar. Een maximale toegelaten dosis, gedefinieerd door de WHO bedroeg in het verleden 10 pg TEQ/ kg lg dag. Deze norm heeft uitsluitend betrekking op PCDD/Fs. Recent werd deze dosis verstrengd tot 1 - 4 pg TEQ/kg lg dag. Deze norm omvat zowel PCDD/Fs als dioxineachtige PCBs. De bovengrens van de WHO-norm (4 pg TEQ/kg lg) is vergelijkbaar met de herziening voorgesteld door de Scandinavische landen (5 pg TEQ/kg lg) (N. Johansson et al. (2000)). De benedengrens wordt beschouwd als een streefwaarde waaraan op termijn dient voldaan te worden teneinde de achtergrondblootstelling verder terug te dringen. Een eenvoudige benadering kan toegepast worden voor een ruwe risico-beoordeling. Gebaseerd op een voedselketenmodel ontwikkeld door US EPA hebben Eduljee en Gair (1997) de opname van PCDD/Fs via verschillende blootstellingswegen gemodelleerd: inhalatie, ingestie, bodem en water volgend op depositie van PCDD/Fs op gewassen, bodem en water. De blootstelling via de voedselketen weegt daarbij voor 99 % door in de totale dagelijkse opname van PCDD/Fs.

1.1 Toelichting van de gebruikte methode 1.1.1

Blootstelling

Mensen kunnen aan PCDD/Fs op verschillende manieren blootgesteld worden. Dioxinen komen door atmosferische depositie terecht in de bodem en water (Van Jaarsveld en M. Schutter, 1992). De atmosfeer is het belangrijkste transportmedium voor globale circulatie van PCDD/Fs (R. Duarte-Davidson et al., 1994 en H. Fiedler et al. 1997). Niettegenstaande dit zijn de concentraties in lucht klein in vergelijking met de concentraties in andere media (M. Wevers et al. 1994). Blootstelling van PCDD/Fs in bodem gebeurt direct via huidcontact met bodem en ingestie van bodemdeeltjes. Via het voedsel worden mensen indirect blootgesteld. Door opname van PCDD/Fs aanwezig in de bodem evenals door depositie op bovengrondse delen komen PCDD/Fs terecht in planten. Deze planten zijn op hun beurt bestemd voor menselijke of dierlijke consumptie. Uiteindelijk komen zowel planten als dieren in de voedselketen terecht (Abbott et al., 1997). In water treedt doorgaans extensieve bioaccumulatie in de mariene voedselketen op waardoor hoge concentraties in vis kunnen worden aangetroffen (R. Duarte-Davidson et al., 1994). De belangrijkste route waardoor de mens blootgesteld wordt is door opname via voedsel, en in mindere mate door inhalatie van lucht en door huidcontact met verontreinigde materialen (R. De Fré et al. 1995, R. Duarte-Davidson et al., 1994, Abbott et al., 1997) Dit wordt geïllustreerd in figuur 1.


bijlage 5

251

Een geïntegreerde multimedia benadering welke de blootstelling aan PCDD/Fs en de emissies van deze stoffen afkomstig uit verbrandingsprocessen combineert, werd toegepast. Daarbij werd rekening gehouden met een uitgebalanceerde bijdrage van de verschillende blootstellingswegen zodanig dat de TDI niet overschreden wordt. Startpunt van de blootstellingsbeoordeling is de concentratie van PCDD/Fs in de lucht. Toepassing van de overdrachtsfactoren, geïntegreerde blootstellingsmodellering en aanname van een TDI voor dioxinen van 4 pg TEQ/kg lg dag overeenkomend met een inname van 280 pg TEQ/dag voor een volwassene van 70 kg resulteert in de waarden voor de verschillende Mens 280 pg/dag

Inhalatie 2,0 pg/ dag

Melk

Vlees , melk -producten 128,0 pg/d a g

68,8 pg/dag

Groenten, fruit 72,0 pg/ dag

Vis 8,4 pg/dag

Gras

Bodem

Water

2,0 pg/ g

16,0 pg/g

0,4 pg/ l

Andere 0,8 p g/d a g

Depositie -snelheid 14,8 ng/m²jaar

L u c h tconcentratie 0,2 pg/m³

Figuur 1: PCDD/Fs advieswaarden voor de verschillende compartimenten en blootstellingswegen overeenstemmend met een TDI van 4 pg TEQ/kg lg dag (blootstelling voor 99 % via lokaal geproduceerd voedsel).

compartimenten zoals weergegeven in figuur 1. Het betreft hier de inschatting van de lokale impact van een verbrandingsinstallatie, dus een individu welk vlak bij de depositiewolk in de zwaarste impactzone van de oven leeft. Deze persoon betrekt 100 % van zijn voedelpakket van de locatie. Dit scenario leidt tot een blootstelling van 99 % via voedsel en ongeveer 1 % via lucht. Elk van de vermelde concentraties is te beschouwen als een zogenaamde advieswaarde om aan een TDI van 4 pg TEQ/kg lg dag te kunnen voldoen. In dit schema wordt telkens dezelfde verdeelsleutel tussen de verschillende


bijlage 5

252

blootstellingswegen gehanteerd. Dit betekent dat een vermindering van één der getallen in dit schema een evenredige lineaire vermindering van al de andere in het schema vermelde waarden tot gevolg heeft. Voor details wordt verwezen naar de literatuur (Eduljee en Gair, 1997). Een dergelijk schema kan eveneens opgesteld worden voor andere TDI-waarden (10 en 1 pg TEQ/kg lg dag). 1.1.2

Luchtconcentratie

Een luchtkwaliteitsdoelstelling kan berekend worden op basis van een proportionele inname via verschillende blootstellingswegen zodanig dat de omgevingsluchtconcentratie resulteert in een totale dagelijkse inname gelijk aan de TDI (700 pg TEQ/dag voor een TDI van 10 pg TEQ/kg lg dag, 280 pg TEQ/dag voor een TDI van 4 pg TEQ/kg lg dag, 70 pg TEQ/dag voor een TDI van 1 pg TEQ/kg lg dag). De resulterende PCDD/Fs advieswaarden voor omgevingslucht zijn dan 0,5 pg TEQ/m³, 0,2 pg TEQ/m³ en 0,05 pg TEQ/m³ overeenstemmend met de respectievelijke TDI-waarden van 10, 4 en 1 pg TEQ/kg lg dag. Deze advieswaarden voor lucht zijn uiteraard proportioneel met de hoeveelheid lokaal geteeld voedsel welke geconsumeerd wordt. Zo zal een vermindering van de bijdrage van lokaal geteeld voedsel van 99 % naar 0 % en een toename van de blootstelling via inhalatie van 1 % naar 100 % resulteren in een advieswaarde van 120 TEQ/m³ voor een TDIwaarden van 10 pg TEQ/kg lg dag. Een dergelijke verhoging van de luchtconcentratie kan echter niet toegestaan worden omdat via depositie en daaropvolgende ingestie van voedsel dit eveneens een toename tot gevolg heeft van de achtergrondblootstelling van de algemene bevolking (Eduljee en Gair, 1997). De resultaten voor een blootstellingsscenario waarbij de blootstelling van een individu voor 99 % afkomstig is van lokaal geproduceerd voedsel in de hoogste impactzone van de afvalverbrandingsinstallatie is samengevat in tabel 1.

Tabel 1: Overzicht van de TDI-waarden en de overeenstemmende advieswaarden voor lucht om aan deze TDI te kunnen voldoen volgenr een conservatieve benadering1 . TDI (pg TEQ/kg lg Dagelijkse dag) TEQ/dag) 10 4 1 1

inname

700 280 70

(pg Immissieconcentratie TEQ/m³)

(pg

0,5 0,2 0,05

blootstellingsscenario waarbij de blootstelling voor 99 % afkomstig is van lokaal geproduceerd voedsel.

1.1.3

Depositie

De uit de luchtimmissieconcentratie resulterende PCDD/F depositie bedraagt 14,8 ng TEQ/m² jaar indien men uiteindelijk een blootstelling van 280 pg TEQ/dag beoogt.

1.1.4

Water, bodem, planten, melk


bijlage 5

253

De toegestane waarde voor water (1 pg TEQ/l) is gebaseerd op de water-vis-mens blootstellingsroute. Voor het algemene dieet wordt vis voornamelijk betrokken uit de zee en niet uit vijvers, meren en dergelijke zodat deze route minder relevant is in blootstellingsberekeningen ten gevolge van afvalverbrandingsinstallaties. De waarde voor bodem (40 ng TEQ/kg ds) is tot stand gekomen onder aanname van een depositieperiode van 30 jaar. De belangrijkste routes welke de grootte-orde van deze waarde beïnvloeden zijn ingestie van bodem door dieren en de daaropvolgende inname door mensen van dierlijke en plantaardige producten, hetgeen aanleiding geeft aan bioaccumulatie. De inname via melk bedraagt 68,8 pg TEQ/dag en is beduidend hoger dan de inname berekend op basis van de maximale toelaatbare concentratie voor PCDD/Fs in volle melk in Vlaanderen. De norm voor PCDD/Fs in volle melk bedraagt 5 pg TEQ/g vet. Volle melk bevat 3 % of 30 g vet/kg melk resulterend in een maximale toelaatbare concentratie van 150 pg TEQ/kg volle melk. In het model wordt een gemiddelde consumptie van 0,257 kg melk/dag aangenomen. Dan bekomt men op basis van een inname van 68,8 pg TEQ/dag een melkconcentratie van 267,7 pg TEQ/kg volle melk.

1.2 PCDD/PCDF emissies van afvalverbrandingsinstallaties 1.2.1

Benadering

Voormelde benadering kan gebruikt worden om emissie-grenswaarden voor afvalverbrandingsinstallaties af te leiden of om op basis van een gegeven emissie de impact op de blootstelling in te schatten. Eduljee & Gair (1997) stellen een verdunningsfactor van ongeveer 500000 voor voor verbrandingsinstallaties van 100000 tot 500000 ton/jaar om een emissieconcentratie om te rekenen naar een immissieconcentratie (luchtconcentratie). Op basis van een uitstoot van 148,5 ng TEQ/ton en een massastroom van 5500 Nm³ per ton verbrand huisvuil bekomt men emissieconcentratie van 27 pg TEQ/Nm³. Toepassing van een verdunningsfactor 500000 resulteert in een immissieconcentratie van 0,0054 pg TEQ/m³. Deze immisieconcentratie kan dan ingevoerd worden in voormeld schema en rekening houdend met de verdeelsleutels bekomt men dan de waarden zoals weergegeven in figuur 2. Afhankelijk van de gebruikte verdunningsfactor worden andere immissieconcentraties bekomen. Voor andere immissieconcentraties worden voor het zwaarst blootgestelde individu uiteraard andere waarden bekomen.


bijlage 5

254

Mens 7,6 pg/ dag

Inhalatie 0,06 pg /dag

Melk

Vlees , melk -producten 3,5 pg /d a g

1,9 pg/d a g

Groenten, fruit 1,9 pg/dag

Vis 0,2 pg/dag

Gras

Bodem

Water

0,06 pg /g

0,5 pg/g

0,01 pg/l

Andere 0,02 pg/ dag

Depositie - snelheid 0,4 n g/m²jaar

Luchtconcentratie 0,0054 pg/m³

Figuur 2: Resulterende dagelijkse blootstelling van een zwaar blootgesteld individu (blootstelling voor 99 % via lokaal geproduceerd voedsel) in de nabijheid van een afvalverbrandingsinstallatie met een immissieconcentratie van 0,0054 pg TEQ/m³.

Dit kan nog verder verfijnd worden indien men de schouwhoogte, emissiestroom en emissietemperatuur kent. Een snelle IFDM-PC berekening op basis van een schoorsteenhoogte van 60 m, een schoorsteendiameter van 1,8 m, een temperatuur van 145 °C, een debiet van 175000 Nm³/u leert (situatie verbrandingsoven INDAVER) dat de jaargemiddelde verdunning op het punt van hoogste impact 250000 bedraagt. Men kan eveneens conservatief redeneren en een verdunningsfactor van 100000 hanteren). Een overzicht van de resulterende dagelijkse inname bij zwaar blootgestelde individuen (dit wil zeggen dat 99 % lokaal geproduceerd voedsel wordt geconsumeerd) wordt gegeven in tabel 2.


bijlage 5

255

Tabel 2: Overzicht van de invloed van de verdunningsfactor op de immissieconcentratie en resulterende dagelijks inname voor een oven met een emissieconcentratie van 27 pg TEQ/Nm³ Verdunningsfac tor

Immissieconcentr atie (pg TEQ/m³)

Resulterende dagelijkse inname (pg TEQ/dag)

100000 250000 500000

0,027 0,011 0,0054

37,8 15,1 7,6

1.2.2

Impact en achtergrondblootstelling

Op basis van verschillende immissieconcentraties werden de overeenstemmende resulterende innamen berekend voor individuen welke voor 99% blootgesteld worden via lokaal geproduceerde voeding. De resultaten van deze berekening zijn samengevat in tabel 3. Indien men de meest recente TDI van de WHO hanteert als bovengrens (4 pg TEQ/kg lg dag) dan resulteert afhankelijk van de gebruikte verdunningsfactor de uitstoot van de afvalverbrandingsinstallatie in een dagelijkse inname welke 3 - 14 % uitmaakt van deze TDI. Concreet betekent dit dat de risico-index (risico-index = dagelijkse inname/ TDI) voor blootstelling als gevolg van de verbrandingsinstallatie steeds ruim kleiner is dan één. Bijgevolg is er geen aanwijzing voor een risico. Dit is in overeenstemming met de literatuurgegevens. Op het ogenblik dat een afvalverbrandingsinstallatie voldoet aan een emissienorm van 0,1 ng TEQ/m³ (emissie oven bedraagt 0,027 ng TEQ/m³ < 0,1 ng TEQ/m³) worden beperkte hoeveelheden PCDD/F vrijgesteld. Voormelde emissienorm bevat voldoende veiligheid opdat slechts een beperkt gedeelte van de TDI opgevuld wordt ten gevolge van verbrandingsactiviteiten door huishoudelijke afvalverbrandingsinstallaties. Hieraan is afhankelijk van de gebruikte verdunningsfactoren in mindere of meerdere mate voldaan voor de verschillende immissieconcentraties (0,027 ng TEQ/m³, 0,011 ng TEQ/m³ en 0,0054 ng TEQ/m³). Indien men dit vergelijkt met de streefwaarde die door de WHO gehanteerd wordt (1 pg TEQ/kg lg dag of 70 pg TEQ/dag) resulteert een dergelijke uitstoot in een relatief hoog aandeel van de TDI voor zwaar blootgestelde individuen (10 tot 54 %). De resulterende dagelijkse blootstelling neemt een aandeel van minder dan 6 % in voor zwaar blootgestelde individuen wanneer vergeleken wordt met de 'oude TDI' (10 pg TEQ/kg lg dag).


bijlage 5

256

Tabel 3: Overzicht van het aandeel van de resulterende dagelijks inname voor een oven met een emissieconcentratie van 27 pg TEQ/Nm³ in de TDI voor een zwaar blootgesteld individu1 en vergelijking met de achtergrondblootstelling. Verdunningsfa ctor van emissie naar immissie

Resulteren de dagelijkse inname (pg TEQ/dag)

100000 250000 500000

37,8 15,1 7,6

1

Relatieve bijdrage tot de TDI (=4 pg TEQ/kg lg dag) 14 % 5% 3%

Vergelijking met de Vergelijking met de mediane 95ste percentiel van achtergrondblootste de lling achtergrondblootste (= 161 pg TEQ/dag) lling (= 469 pg TEQ/dag) 23 % 9% 5%

8% 3% 2%

blootstellingsscenario waarbij de blootstelling voor 99 % afkomstig is van lokaal geproduceerd voedsel.

In de berekeningen werd geen rekening gehouden met de uitstoot van de dioxine-achtige PCBs. Van afvalverbrandingsinstallaties wordt aangenomen dat de uitstoot van dergelijke PCBs ongeveer 10 % uitmaakt van de totale uitstoot van dergelijke stoffen (PCDDs, PCDFs en dioxine-achtige PCBs (I. Ogura et al. 1999). Indien men aanneemt dat het gedrag van dergelijke dioxineachtige PCBs vergelijkbaar is met dioxinen PCDD/Fs betekent dit dat de resulterende dagelijkse inname met ongeveer 10 % dient verhoogd te worden. Zelfs indien men met dit gegeven rekening houdt, blijven voormelde conclusies geldig. Voor België en Vlaanderen in het bijzonder zijn geen data betreffende totale diëtaire blootstelling beschikbaar. De totale diëtaire blootstelling van gemiddelde consumenten varieert van 69 pg TEQ/dag in Nederland tot 210 pg TEQ/dag in Spanje, overeenstemmend met 0,99 - 3,0 pg TEQ/kg lg dag voor een persoon met een lichaamsgewicht van 70 kg. De dioxine-achtige PCBs maken ongeveer 50 % uit van de totale dietaire blootstelling resulterend in een achtergrondblootstelling van 2 - 6 pg TEQ/kg lg dag voor PCDD/Fs en dioxine-achtige PCBs. Bijgevolg is de gemiddelde totale blootstelling in heel wat Europese landen van dezelfde orde of hoger dan de TDI van de WHO (4 pg TEQ/kg lg dag). Dit geeft aan dat een deel van de bevolking blootgesteld wordt aan waarden welke de TDI overschrijden. In Nederland wordt aangenomen dat de mediane achtergrondblootstelling via voeding aan PCDD/Fs en dioxine-achtige PCBs 2,3 pg TEQ/kg lg dag bedraagt. Voor sterk blootgestelde consumenten (95ste percentiel) bedraagt de blootstelling 6,7 pg TEQ/kg lg dag (D.H. Buckley-Golder, 1999). Men neemt aan dat de situatie in Vlaanderen vergelijkbaar is. Indien deze waarden vergeleken worden met de blootstelling van een sterk blootgesteld individu in de nabijheid van een afvalverbrandingsinstallatie met voormelde karakteristieken en in afwezigheid van andere bronnen dan blijkt dat dit individu een blootstelling ondervindt welke slechts 5 - 23 % uitmaakt van de mediane achtergrondblootstelling. Uit tabel 4 blijkt dat resulterende dagelijkse blootstelling 2 - 8 % bedraagt van het 95ste percentiel van de achtergrondblootstelling.


bijlage 5

257

1.3 Conclusies De momenteel van kracht zijnde TDI van de WHO bedraagt 1 - 4 pg TEQ/kg lg dag. Deze norm omvat zowel PCDDs/PCDFs als dioxine-achtige PCBs. Deze bovengrens vervangt de oude norm van 10 pg TEQ/kg lg dag. De benedengrens wordt beschouwd als een streefwaarde waaraan op termijn dient voldaan te worden teneinde de achtergrondblootstelling verder terug te dringen. Op basis van een ruwe risico-beoordeling kan gesteld worden dat voor zwaar blootgestelde individuen welke voor 99 % via voeding blootgesteld worden en zich bevinden in de zwaarste impactzone van een afvalverbrandingsinstallatie met een uitstoot van maximaal 27 pg TEQ/m³ (< 0,1 ng TEQ/m³ emissienorm EU) er geen noemenswaardig additioneel risico is aangezien de resulterende inname bij benadering slechts 3 - 14 % uitmaakt van de huidige TDI (4 pg TEQ/kg lg dag). Een dergelijk individu ondervindt in afwezigheid van andere bronnen een blootstelling van slechts 5 - 23 % respectievelijk 2 - 8 % van de achtergrondblootstelling van de mediane consument en sterk blootgestelde consumenten. In het voorgaande werd geen rekening gehouden met de emissies van dioxine-achtige PCBs door afvalverbrandingsinstallaties. Van afvalverbrandingsinstallaties wordt aangenomen dat de uitstoot van dioxine-achtige PCBs ongeveer 10 % uitmaakt van de totale uitstoot van dergelijke stoffen (PCDDs, PCDFs en dioxine-achtige PCBs). Indien men aanneemt dat het gedrag van dergelijke dioxineachtige PCBs vergelijkbaar is met PCDD/Fs betekent dit dat de resulterende dagelijkse inname met ongeveer 10 % dient verhoogd te worden. Dit gegeven wijzigt voormelde conclusies niet substantieel.

1.4 Referenties J. Abbott, S. Baker, P. Coleman, P. Dyke, A. Fernandes, J. Watterson, ‘A study of Dioxins and Furans in Soil around Four Muncipal Waste Incinerators in Hampshire’, National Environmental Technology Centre, Culham, Abingdon OX143DB, februari 1997. D.H. Buckley-Golder, 'Compilation of EU Dioxin Exposure and Health Data, Task 4 Human Exposure', EU DG Environment and United Kingdom Department of the Environment, Transport and the Regions (1999). R. De Fré, M. Wevers, ‘Stofdossier dioxines’, VITO, rapportnummer MIE-DI-9459, januari 1995. R. Duarte-Davidson, P. Clayton, P. Coleman, B. Davis, C. Halsall, P. Harding-Jones, K. Pettit, M. Woodfield, K. Jones, ‘Polychlorinated Dibenzo-p-Dioxins (PCDDs) and Furans (PCDFs) in Urban Air and Deposition in the United Kingdom’ Environ. Sci. & Pollut. Res., 1(4), 262-270 (1994). G.H. Eduljee, A.J. Gair, 'Setting dioxin emission limits for MSW incinerators: a multimedia exposure assessment framework', Waste Management & Research, 15, p. 335 - 348, (1997).


bijlage 5

258

H. Fiedler, M. Swerev, H. Nordsieck, G. Dörr, O. Hutzinger, ‘Long-term Ambient Air Measurements of PCDD/PCDF in Southern Germany (1993-1996)’, Dioxin 97, Organohalogen Compounds, 33, 93-98, 1997. N. Johansson, A. Hanberg, 'Report from a Nordic Meeting on the 1998 WHO Consultation on Assessment of the Health Risks of Dioxins; Re-Evaluation of the Tolerable Daily Intake (TDI)', Organohalogen Compounds, vol. 48, p. 252 - 255, (1999). I. Ogura, S. Masunaga, J. Nakanishi, 'Flux and Characteristics of Atmospheric Deposition of PCDD/Fs and Coplanar PCBs in the Kanto Region, Japan', Organohalogen Compounds, vol. 41, p. 443 - 446, (1999). J. van Jaarsveld, M. Schutter, ‘Modelling the long-range transport and deposition of dioxins; first results for the North Sea and surrounding countries.’ Dioxin 92, 299-303, 1992.

M. Wevers, R. De Fré, R. Van Cleuvenbergen, T. Rymen, ‘Concentrations of PCDDs and PCDFs in ambient air at selected locations in Flanders’, Dioxin 93, Organohalogen Compounds 12, 123-126 (1993). i

Seghers Better Technology, ingevulde vragenlijst en persoonlijke mededelingen. Onderzoek naar de mogelijke toepassing van nieuwe afvalverwerkingstechnieken in de provincie Antwerpen, Deel 2 Een milieukundige vergelijking van drie verwerkingstechnieken voor huisvuil, januari 2000. iii Energie & Milieu, 1993, themanummer Rookgaszuivering. iv OWS, ingevulde vragenlijst en persoonlijke mededelingen. v MTM B.V. en Herhof Umwelttechnik, ingevulde vragenlijst en persoonlijke mededelingen. vi INDAVER, persoonlijke mededeling, 2000 vii Piao G. et al. (2000) Combustion test of refuse derived fuel in a fluidized bed. Waste management, 20, 443447 viii Initiatieven voor thermische verwerkingsmogelijkheden van hoogcalorische afvalstromen. AOO-98-06, Afval Overleg Orgaan, 1998. ix Vergelijkende studie thermische verwerking van huishoudelijk afval. Een evaluatie van vijf technieken. Vereniging van afvalverwerkers, 1995. x Vos J.,J. (1987) Een oriënterende studie naar de thermische verwerking van (bedrijfs)afvalstromen. RIVM, rapportnummer 738705001. xi Bergsma G.,C., Croezen H.,C., de Weerd G., v.d. Werff T. (1999) Beperking van emissies naar de lucht bij conversie van biomassa naar elektriciteit en warmte. Centrum voor Energiebesparing en Schone Technologie, 1999. xii Moorman S.A.H., Croezen H.J. (2000) Emissies uit bijstoken en vergassen van niet-gevaarlijke afvalstromen in vergelijking tot BLA en AVI. Centrum voor Energiebesparing en Schone Technologie, 2000. xiii Materials and energy from refuse. Proceedings of the 5th conference, eds. Kretzschmar J., De Bruycker P. 1998 xiv Kvaerner Pulping AB Power Division, ingevulde vragenlijst en persoonlijke mededelingen. xv Foster Wheeler International Corporation, ingevulde vragenlijst en persoonlijke mededelingen. xvi Sekundarrohstofverwertungszentrum Schwarze Pumpe (SVZ), persoonlijke mededelingen. xvii BGL, Philip Knowles, Gastec, persoonlijk mededelingen. xviii Rensfelt E.,K.,W. (1997) Atmospheric CFB gasification - The Grève plant and beyound. Conference paper presented at "Gasification and pyrolysis of biomass", Stuttgart, Germany. xix Orr D.A., Maxwell D.P. (1999) A comparison of gasifiction and incineration of secondary materials. Conference paper presented at "Gasification Technologies Conference", San Fransisco, California, USA. xx Advanced thermal conversion technologies for energy from solid waste. A joint report for the IEA Bioenergy Programme and the IEA CADDET renewable energy technologies programme. xxi Heyde M., Kremer M. (1999) Recycling and recovery of plastics from packaging in domestic waste. LCAtype analysis of different strategies. Ecomed publishers, 1999. xxii Jenbacher, persoonlijke mededelingen. ii


bijlage 5

259

xxiii

Obernberger I., Hammerschmid A. (1999) Dezentrale Biomasse-Kraft-Wärme-Kopplungstechnologien. Potential, Einsatzgebiete, technische und wirtschaftliche Bewertung. Technische Universität Graz (1999). xxiv Morris M. et al. (2000) Efficient power generation from wood gasification. Conference paper presented at "Gasifiaction for the future", Noordwijk, Nederland. xxv Morris M. et al. (1998) Electricity production from solid waste fuels using advanced gasification technology. Conference paper presented at "Swan's wastecon 1998/ISWA world congress", Charlotte, North Carolina, USA. xxvi Morris M. et al. (1998) Energy recovery from solid waste fuels using advanced gasification technology, Waste management, 18, 557-564. xxvii Anoniem, gasification based biomass, NREL - DOE. xxviii Faaij A. et al. (1997) Characteritics and availability of biomass waste and residues in the Netherlands for gasification, Biomass and bioenergy, 12(4), 225-240. xxix Dorland C., R. et al. (1996) Externalities of the Dutch biomass fuel cycl, Institute for environmental studies (IVM), Vrije Universiteit Amsterdam, Nederland. xxx Commission of the European Communities, Hearing on integrated gasification combined cycles (IGCC), Brussels, 1988. xxxi Mann M.K., Spath P.L. (1997) Life cycle assessment of a biomass gasification combined cycle. NREL DOE, 1997. xxxii Kok I.,C., Lako P., Van Ree R. (1996) Milieugerichte levenscyclusanalyse van STEG en KV-STEG. ECN. xxxiii Clean Coal Technology The Wabash River coal gasifiaction repowering project. Topical report no 7. US DOE, 1995. xxxiv PKA, ingevulde vragenlijst en persoonlijke mededelingen. xxxv

ISO 14040, Environmental management - Life Cycle Assessment - Principles and framework, ISO 14040, First edition, 1997-06-15, ISO. xxxvi Ontwerptekst Richtlijn 2000/ /EG van het Europees Parlement en de Raad betreffende de verbranding van afval; Brussel. xxxvii Croezen, Bergsma; Centrum voor energiebesparing en schone technologie; De milieukundige score van verwerking van hoogcalorisch afval in de PEC; Delft; 1997; p. 114 xxxviii AVERPA, Onderzoek naar dmogelijke toepassing van nieuwe afvalverwerkingstechnieken in de provincie antwerpen, antwerpen, 1999; p. 132 xxxix Simapro 4.0 software voor LCA, Pré Consultants, Amersfoort NL. xl Frischknecht, R., Hofstetter, P., Knoepfel, I., Ökoinventare für Energiesysteme, Eidgenössige Technische Hochschule, Zürich, 1996. xli Buwal 250, (1998) Database of Life Cycle Inventories for Packagings. Environmental series No 250. Swiss Agency for the Environment. Forests and Landscape. xlii M. Goedkoop, R. Spriensma et al., The Eco-indicator 99, A damge oriented method for Life Cycle Impact Assessment, Methodology report and methodology report, VROM Report 36A, Den Haag, 1999. xliii Hofstetter P., Perspectives in Life Cycle Impact Assessment. A structured approach to combine models of technosphere, ecosphere and valuesphere, Kluwer Academics Publishers, Boston/Dordrecht/London, 1998. xliv Murray C.J.L., Lopez A.D. (1999) On the comparable quantification of health risks: lessons from the global burden of disease study, Epidemiology, Vol.10 No5, pp. 594-617, september 1999. xlv H. Belevi, Factors that control the quality of municipal solid waste incineration residues, in Use of Incinerator Ash, R.K. Dhir, T.D. Dyer and K.A. Paine eds, Thomas Telford, UK, 2000, p. 21-31. xlvi Vlaams Reglement inzake afvalvoorkoming en -Beheer, het Staatsblad, 18/04/1998. xlvii A.J. Chandler et.al., Municipal Solid Waste Incinerator Residues, Studies in Environmetnal Science, vol. 67, Elsevier, The Netherlands, 1997, p. 676 xlviii Luc De Bock, Technische mogelijkheden van bodemassen als materiaal in de wegenbouw, Studiedag 'Hergebruik van Bodemassen', Vito-VVSG, Mechelen, 2000. xlix Use of Incinerator Ash, R.K. Dhir, T.D. Dyer and K.A. Paine eds, Thomas Telford, UK, 2000, p. 195-354. l D. Van Rossem, Het gebruik van bodemassen in aardvochtig beton, Studiedag 'Hergebruik van Bodemassen', Vito-VVSG, Mechelen, 2000. li M. Jaspers, Het beheer van verbrandingsslakken bij Indaver, Studiedag 'Hergebruik van Bodemassen', VitoVVSG, Mechelen, 2000. lii M. Pelino, A. Karamanov, C. Cantalini, P. Pisciella, Glass and Glass-ceramic materials obtained from ainchydrometallurgy wastes, in Proceedings REWAS 99, Gaballah et. al. eds, San Sebastian (E), 1999, p.443-451. liii A.R. Boccaccini, H. Kern, J.M. Rincon, M. Romero, Glass and Glass-ceramics from Incinerator Fly Ash, in Use of Incinerator Ash, R.K. Dhir, T.D. Dyer and K.A. Paine eds, Thomas Telford, UK, 2000, p. 33-44.


bijlage 5

260

liv

D.O. Reimann, H. Hämmerli, Verbrennungstechnik für Abfälle in Theorie und Praxis, Shriftenreihe: Umweltschutz, Bamberg, 1995. lv International Directory of Solid Waste Management, the ISWA Yearbook 1999-2000, ISWA, Copenhagen (S), 1999. lvi Waste-to-Energy, the Latest technical developments, Proceedings ISWA WGTT Seminar, Malmö (S), 1999. lvii Het Herhof-Trockenstabilatverfahren, Studiedag Nieuwe technieken voor verwerking van afvalstoffen, OVAM, Gent, 1998. lviii Biologische Restabfallbehandlung, Proceeding workshop Umweltinstitut Offenbach, Offenbach (D), 1997. lix Mechanisch-biologische Verfahren zur stoffspezifischen Abfallbeseitigung, Müll und Abfall, Beiheft 33, E. Schmitt Verlag, Dresden (D), 1997. lx W. Six, Anaërobe compostering: praktijkervaringen met de DRANCO-installatie van IGEAN, Studiedag Compostering in Vlaanderen, OWS, Gent, 1998. lxi Indaver info, jauari 2001 p.6. lxii I.H. Wouters, J. Douwes, G. Doekes, P.S. Thorne, B. Brunekeef, D.J.J. Heederik, Appl. Env. Microbiol., 66 (2), 2000, 627-631. lxiii A.Fontana, B.Burzynska-Weis, C.G.Jung, C.Braekman-Danheux, Ph.Laurent, Environmental Protection Bulletin, 048, 1997, 15-20 lxiv

A.Fontana, C.G.Jung, Présenté à l’espace ADEME au salon POLLUTEC, Paris, octobre 1997. in Les Innovations des Eco-industries, J.Vigneron et F.Malaval, Economica ed., Paris, 1998, pp 329-331 lxv

A.Fontana, C.G.Jung, Séminaire de formation EFE “Déchets ménagers : traitement thermique et valorisation énergétique”, Paris, Pavillon Royal, mars 1999. lxvi

Karl J. Thomé-Kozmiensky, Thermische Abfallbehandlung, EF-Verlag GmbH, Berlin, 1994, 285-290

lxvii

C.G.Jung, A.Fontana, in “Les innovations des Eco-industries”, ed by J.Vigneron et F.Malaval, Economica ed., Paris, 1999 lxviii

Thide Environnement, F 91100 Corbeil-Essonnes, rapport interne

lxix

Buwal 250, (1998) Database of Life Cycle Inventories for Packagings. Environmental series No 250. Swiss Agency for the Environment. Forests and Landscape. lxx

Frischknecht R. (final editor), U. Bollens, S. Bosshart, M. Ciot, L. Ciseri, G. Doka, R. Hischier, A. Martin (ETH Zürich), R. Dones, U. Gantner (PSI Villigen), 1996. Öko-in-ven-tare von Energiesystemen, Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energie-systemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz, 3rd Edi-tion, Gruppe Energie - Stoffe - Umwelt, ETH Zürich, Sektion Ganzheit-liche System-ana-lysen, PSI Villigen lxxi

Goedkoop, M.J.; Spriensma, R.S.; The Eco-indicator 99, Methodology report, A damage oriented LCIA Method; VROM Report 36A, Den Haag, 1999 lxxii Goedkoop M.J.; De Eco-indicator 95, eindrapport; NOH rapport 9514, juli 1995, ISBN 90-72130-77-4; en Goedkoop M.J.; Demmers, M.; Collignon, M.; De Eco-indicator 95 Handleiding voor ontwerpers, eindrapport; NOH rapport 9510, juli 1995, ISBN 90-72130-78-2. lxxiii Heijungs R. (final editor) et al; Milieugerichte levenscyclusanalyses van producten, handleiding en achtergronden, NOH rapport 9253 en 9254; Leiden; 1992; In opdracht van het Nationaal Onderzoekprogramma Hergebruik van afvalstoffen (NOH), in samenwerking met CML, TNO en B&G. lxxiv Brief Raad voor het Milieubeheer 14 december 1994, Brief 94/299 lxxv Corten, F.G.P.; Haspel, B, van den; Kreutzberg, G.J.; Sas, H; Wit, G. de; Weging van Milieueffecten voor het Productbeleid, verslag Fase 1, Centrum voor energiebesparing en Schone Technologie, Delft, september 1994 lxxvi Mettier T. : Der Vergleich von Schutzguetern - Ausgewaehlte Resultate einer Panel-Befragung, in: Hofstetter P., Mettier T., Tietje O. (eds.), Ansaetze zum Vergleich von Umweltschaeden, Nachbearbeitung des 9. Diskussionsforums Oekobilanzen vom 4. Dezember 1998, ETH Zuerich).


bijlage 5

261

lxxvii

Hofstetter, P. (1998): Perspectives in Life Cycle Impact Assessment; A Structured Approach to Combine Models of the Technosphere, Ecosphere and Valuesphere. , Kluwers Academic Publishers, 1998. lxxviii Köllner, T.; Life-Cycle Impact Assessment for Land Use. Effect Assessment Taking the Attribute Biodiversity into Account., submitted for the Journal of Cleaner Production. April 1999 lxxix Müller-Wenk, R. (1998-1): Depletion of Abiotic Resources Weighted on the Base of "Virtual" Impacts of Lower Grade Deposits in Future. IWÖ Diskussionsbeitrag Nr. 57, Universität St. Gallen, March 1998, ISBN 3-906502-57-0 lxxx

Chapman, P.F.; Roberts, F. (1983): Metal Resources and Energy. Butterworths Monographs in Materials

lxxxi

Campbell, C.J.; A Guide to Determining the World’s Endowement and Depletion of Oil, March 31, 1998, Petroland Consultants. see also www.hubbertpeak.com/ campbell/ guide.htm lxxxii Frischknecht R. (final editor), U. Bollens, S. Bosshart, M. Ciot, L. Ciseri, G. Doka, R. Hischier, A. Martin (ETH Zürich), R. Dones, U. Gantner (PSI Villigen), 1996. Öko-in-ven-tare von Energiesystemen, Grundlagen für den ökologischen Vergleich von Energie-systemen und den Einbezug von Energiesystemen in Ökobilanzen für die Schweiz, 3rd Edi-tion, Gruppe Energie - Stoffe - Umwelt, ETH Zürich, Sektion Ganzheit-liche System-ana-lysen, PSI Villigen lxxxiii Buwal 250, (1998) Database of Life Cycle Inventories for Packagings. Environmental series No 250. Swiss Agency for the Environment. Forests and Landscape. lxxxiv Thompson M,, Ellis R., Wildavsky A.; Cultural Theory, Westview Print Boulder 1990


bijlage 5

Vergelijking van verwerkingsscenario's voor restfractie van HHA en niet-specifiek categorie II bedrijfsafval

Recommend Documents