Modelbouw en simulatie van een chemische luchtwasser voor ammoniakverwijdering uit stallucht

Faculteit Bio-ingenieurswetenschappen Academiejaar 2012 – 2013

Modelbouw en simulatie van een chemische luchtwasser voor ammoniakverwijdering uit stallucht

Bart Vanthillo Promotoren: prof. dr. ir. Eveline Volcke dr. ir. Peter Demeyer Tutor: ir. Caroline Van der Heyden

Masterproef voorgedragen tot het behalen van de graad van Master in de bio-ingenieurswetenschappen: Landbouwkunde

Faculteit bio-ingenieurswetenschappen

Verklaring inzake toegankelijkheid van de masterproef De auteur en de promotoren geven de toelating dit werk voor consultatie beschikbaar te stellen en delen ervan te kopiëren voor persoonlijk gebruik. Elk ander gebruik valt onder de beperkingen van het auteursrecht, in het bijzonder met betrekking tot de verplichting de bron te vermelden bij het aanhalen van resultaten uit dit werk. The author and promoters give the permission to use this study for consultation and to copy parts of it for personal use. Every other use is subject to the copyright laws, more specifically the source must be explicitly specified when using results from this study.

i

Woord vooraf Na 10 maanden hard werken ligt mijn thesis hier voor u klaar. Op vijf jaar tijd heb ik onwaarschijnlijk veel bijgeleerd op de faculteit bio-ingenieurswetenschappen en deze thesis vormt hiermee de (grote) kers op de taart. Echter, zonder de hulp van mijn tutor, promotoren, familie en vrienden zou dit eindresultaat niet tot stand zijn gekomen, waarvoor ik jullie dan ook veel dank ben verschuldigd. Eerst en vooral wil ik mijn tutor ir. Caroline Van der Heyden duizendmaal bedanken om mij gedurende het hele jaar te begeleiden met mijn thesis, ondanks dat dit haar eerste jaar was als doctorandus. Elke keer als ik met mijn thesis van de rails viel, heeft ze mij er terug op geholpen. Daarnaast waren de talloze verbeteringen een grote hulp voor mij. Ook waren de studiedagen omtrent mijn thesisonderwerp zeer leuk om bij te wonen en een interessante aanvulling voor mijn thesis. Vervolgens wil ik mijn promotoren prof. dr. ir. Eveline Volcke en dr. ir. Peter Demeyer bedanken voor de vakkundige begeleiding, de opbouwende en kritische discussies, het (vele) verbeterwerk en om mijn thesis in het algemeen steeds te steunen. Vervolgens wil ik prof. Volcke ook bedanken voor het aanbieden van dit zeer interessante onderwerp als alternatief voor mijn oorspronkelijke onderwerp, mij te overtuigen de cursus Milieutechnische constructies te volgen en mij toelating te hebben gegeven om een fantastische en unieke studiereis naar Californië te ondernemen. Ook wil ik de andere doctorandi van de vakgroep Biosysteemtechniek in het algemeen bedanken om mij te helpen met het wegwerken van mijn fouten in het model. Een speciale dank wil ik graag uitbrengen aan prof. dr. ir. Jan Pieters om tijd voor mij vrij te maken en mij te helpen met het gebruik van de correcte formules in het model. Ook voor mijn medestudenten aan de vakgroep wil ik graag een paragraafje vrijmaken in mijn thesis. Jullie zorgden steeds voor een leuke sfeer in de vakgroep, ’s middags aan tafel en tijdens de pauzes. Daarom wens ik Simon, Laurens, Dieter, Tamara en Thijs ook het allerbeste toe voor de toekomst! Ook wil ik mijn andere vrienden aan de faculteit en op kot bedanken voor de onvergetelijke jaren aan de UGent. Jullie maakten mijn studentenleven compleet! En natuurlijk bedank ik mijn familie en vrienden thuis voor hun grenzeloze morele steun gedurende het hele academiejaar. Daarnaast wil ik mijn zus Ilse speciaal bedanken voor het uitvoerig nalezen van mijn thesis en mijn allerliefste Karen, voor het vele geduld dat ze heeft moeten uitoefenen terwijl ik hieraan zat te werken. En dan rest mij niets anders dan u als lezer veel plezier toe te wensen met het doorlezen van mijn thesis.

ii

Samenvatting De varkenshouderij heeft de laatste decennia een sterke schaalvergroting en intensifiëring ondergaan. De hiermee gepaarde potentieel grootschalige ammoniakuitstoot door de varkenssector heeft een negatieve impact op het milieu, in de vorm van bodemverzuring en afname van de biodiversiteit. Ammoniakemissiearme stallen kunnen deze uitstoot reduceren. In de varkenssector worden veelal luchtwassers gebruikt om de uitgaande stallucht van ammoniak te zuiveren. Tevens kunnen zij lokale hinder door geur en stof terugdringen. De werking van chemische luchtwassers voor ammoniakverwijdering is reeds relatief goed gekend. Een mechanistisch model, gebaseerd op de theoretische achtergrond van massa- en warmtetransport, ontbrak echter tot op heden en wordt opgesteld in deze masterproef. Het fysische transport wordt beschreven in functie van de tijd en de plaats in de luchtwasser. Het model steunt op fysische basisprincipes (massa- en warmtebalansen), naast beschikbare praktische informatie over chemische luchtwassers. Zowel de ammoniak-, water- als warmte-uitwisselingsprocessen zijn in het model geïmplementeerd. Vervolgens is er een simulatiestudie uitgevoerd. Eerst werd een referentiescenario gedefinieerd waarvoor de uitwisselingsprocessen werden bestudeerd. Vervolgens werden de invloeden besproken van ontwerpparameters (ventilatiedebiet en hoogte van de luchtwasser) en operationele variabelen, enerzijds stoorvariabelen (temperatuur en relatieve vochtigheid van de ingaande stallucht) en anderzijds stuurvariabelen (pH en spuien). Door het temperatuurverschil tussen de gasen vloeistoffase vindt er voelbare warmteoverdracht plaats van de warmere gasfase naar de koudere vloeistoffase, resulterend in een afkoeling van de uitgaande ten opzichte van de ingaande stallucht. Anderzijds wordt door het verdampingsproces latente warmte onttrokken vanuit de vloeistoffase. Voor het referentiescenario is vastgesteld dat in de evenwichtssituatie de voelbare warmteoverdracht van de gasfase naar de vloeistoffase even groot is als de latente warmteoverdracht van de vloeistoffase naar de gasfase. Hierdoor stagneert de temperatuur van het waswater in de buffertank en wordt de afkoeling van de uitgaande stallucht enkel nog veroorzaakt door het verdampingsproces. Bij normaal bedrijf is de temperatuur van het waswater zodanig dat het absoluut vochtgehalte aan het interfasevlak (i.e. het contactoppervlak tussen gasen vloeistoffase) hoger is dan dat van de ingaande stallucht, waardoor er verdamping van het waswater optreedt met een daling van het watervolume in de buffertank tot gevolg. De uitgaande stallucht is hierbij nagenoeg waterverzadigd. Bij de opstart en net na het spuien treedt er echter netto condensatie op doordat de buffertank gevuld is met vers koud waswater, resulterend in een lager absoluut vochtgehalte van de stallucht aan het interfasevlak dan dat van de ingaande stallucht. Hierdoor stijgt tijdens een korte periode het waswatervolume in de buffertank. Door de recirculatie van het waswater, neemt de totale ammoniakale stikstofconcentratie (ammoniak en ammonium) in de vloeistoffase toe. Door de lage pH van het waswater wordt bijna alle opgevangen ammoniak (> 99 %) in de vloeistoffase omgezet tot ammonium, terwijl de ammoniakconcentratie zeer laag blijft. Hierdoor is het effect op de concentratiegradiënt van ammoniak tussen de gasen vloeistoffase verwaarloosbaar. Indien het waswater te weinig aangezuurd wordt, zal de pH toenemen waardoor het relatieve aandeel van ammoniak in de vloeistoffase toeneemt, wat kan resulteren in een iii

significante daling van de concentratiegradiënt, en dus ook van het ammoniakverwijderingsrendement. Het ammoniakverwijderingsrendement neemt eveneens af bij een hoger ventilatiedebiet. De verklaring ligt in dit geval in de hiermee gepaard gaande lagere ingaande ammoniakconcentratie en kortere verblijftijd. Indien een grotere uitwisselingsoppervlakte gerealiseerd wordt door de luchtwasser hoger te bouwen, dus een hoger pakkingsmateriaal, resulteert dit in een hoger ammoniakverwijderingsrendement. De invloed van het spuien op het gemiddelde ammoniakverwijderingsrendement en op de gemiddelde temperatuur van het waswater in de buffertank is verwaarloosbaar. Hierdoor is het ammoniak-, water- en warmtetransport tussen de gasen vloeistoffase bij vaste inputstroomkarakteristieken zeer stabiel. Samenvattend mag worden gesteld dat het in dit werk opgestelde model goed in staat is het gedrag van een chemische luchtwasser kwalitatief te simuleren. Toekomstige kalibratie en validatie van het model aan praktijkgegevens zal tevens kwantitatieve inschattingen mogelijk maken.

iv

Inhoud Woord vooraf ............................................................................................................................... ii Samenvatting .............................................................................................................................. iii Inhoud .......................................................................................................................................... v Lijst van afkortingen..................................................................................................................... ix Symbolenlijst ................................................................................................................................ x Inleiding ....................................................................................................................................... 1 H1:

Literatuurstudie................................................................................................................. 2 1.1

De varkenssector in Vlaanderen .............................................................................................. 2

1.2

Ammoniakemissie .................................................................................................................... 3

1.3

1.4

1.5

1.2.1

Bronnen en invloedsfactoren ....................................................................................... 3

1.2.2

Impact op gezondheid en milieu .................................................................................. 6

1.2.3

Wetgeving omtrent ammoniakemissie ........................................................................ 8

1.2.4

Evolutie van ammoniakemissie in Vlaanderen .......................................................... 10

Geuremissie ........................................................................................................................... 12 1.3.1

Geur en geurcomponenten ........................................................................................ 12

1.3.2

Geurconcentraties en geuremissies ........................................................................... 14

1.3.3

Geurhinder ................................................................................................................. 16

1.3.4

Relaties....................................................................................................................... 17

1.3.5

Wetgeving omtrent geuremissies .............................................................................. 18

Klimaatfactoren ..................................................................................................................... 19 1.4.1

Temperatuur en relatieve vochtigheid ....................................................................... 19

1.4.2

Ventilatiedebiet.......................................................................................................... 19

Luchtwassers in Vlaanderen .................................................................................................. 20 1.5.1

Werkingsprincipe van luchtwassers voor ammoniakverwijdering ............................ 20

1.5.2

Luchtzuiveringstechnieken ......................................................................................... 22

1.5.3

Invloedsfactoren ........................................................................................................ 26

1.5.4

Overige reducties ....................................................................................................... 28

1.5.5

Investeringskosten ..................................................................................................... 29 v

1.6 H2:

Operationele aspecten ............................................................................................... 31

1.5.7

Overzicht van technische eigenschappen en operationele kosten............................. 38

Besluit .................................................................................................................................... 41 Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser ....................................................... 43

2.1

Algemene modelbeschrijving................................................................................................. 43

2.2

Berekeningen voor ammoniakverwijdering........................................................................... 45

2.3

2.4

2.5

H3:

2.2.1

Massabalansen .......................................................................................................... 45

2.2.2

Henry-coëfficiënt kH.................................................................................................... 48

2.2.3

Massaoverdrachtscoëfficiënt hm,NH3 ........................................................................... 49

2.2.4

Correctiefactor ........................................................................................................... 53

2.2.5

Ammoniakverwijderingsrendement........................................................................... 53

2.2.6

Recirculatie en spuien ................................................................................................ 53

Berekeningen voor verdamping van water ........................................................................... 54 2.3.1

Massabalans waterdamp........................................................................................... 54

2.3.2

Berekening waterdampdichtheid van de ingaande stallucht .................................... 54

2.3.3

Maximaal waterverlies .............................................................................................. 55

2.3.4

Berekening massaoverdracht van water ................................................................... 55

2.3.5

Waterverlies in buffertank ......................................................................................... 56

Berekeningen voor warmteoverdracht ................................................................................. 57 2.4.1

Warmtebalansen........................................................................................................ 57

2.4.2

Voelbare warmteoverdracht ...................................................................................... 58

2.4.3

Latente warmteoverdracht ........................................................................................ 60

Implementatie in Matlab ....................................................................................................... 60 2.5.1

Ammoniaktransport ................................................................................................... 60

2.5.2

Watertransport .......................................................................................................... 61

2.5.3

Warmtetransport ....................................................................................................... 61

Simulatiestudie ............................................................................................................... 62 3.1

vi

1.5.6

Referentiescenario ................................................................................................................. 62 3.1.1

Inputgegevens ............................................................................................................ 62

3.1.2

Resultaten .................................................................................................................. 69

3.1.3 3.2

3.3

3.4

3.5

3.6

3.7

3.8

H4:

Bespreking.................................................................................................................. 78

Invloed van ventilatiedebiet .................................................................................................. 81 3.2.1

Resultaten .................................................................................................................. 81

3.2.2

Bespreking.................................................................................................................. 83

Invloed van hoogte luchtwasser ............................................................................................ 84 3.3.1

Resultaten .................................................................................................................. 84

3.3.2

Bespreking.................................................................................................................. 86

Invloed van ingaande stalluchttemperatuur ......................................................................... 87 3.4.1

Resultaten .................................................................................................................. 87

3.4.2

Bespreking.................................................................................................................. 89

Invloed van ingaande relatieve vochtigheid .......................................................................... 90 3.5.1

Resultaten .................................................................................................................. 90

3.5.2

Bespreking.................................................................................................................. 92

Warme zomerdag .................................................................................................................. 93 3.6.1

Resultaten .................................................................................................................. 93

3.6.2

Bespreking.................................................................................................................. 95

Invloed van pH ....................................................................................................................... 96 3.7.1

Resultaten .................................................................................................................. 96

3.7.2

Bespreking.................................................................................................................. 96

Spuien .................................................................................................................................... 97 3.8.1

Resultaten .................................................................................................................. 98

3.8.2

Bespreking.................................................................................................................. 99

Conclusies en perspectieven .......................................................................................... 102 4.1

Modelbouw.......................................................................................................................... 102

4.2

Referentiescenario............................................................................................................... 103

4.3

Invloed van ontwerpparameters ......................................................................................... 105

4.4

Invloed van operationele variabelen ................................................................................... 105

4.5

Perspectieven ...................................................................................................................... 107

Referenties ............................................................................................................................... 108 Bijlagen .................................................................................................................................... 117 vii

viii

B.1

V-lijst van ammoniakemissiearme stallen (LNE, 2011) ........................................................ 117

B.2

Geurreductiemaatregelen betreffende varkensstallen (LNE, 2012) ................................... 118

B.3

Investerings- en operationele kosten bij chemische luchtwassers ..................................... 119

B.4

Berekening luchtdensiteit .................................................................................................... 120

Lijst van afkortingen Afkorting

Omschrijving

AEA

AmmoniakEmissieArme

CH4

Methaan

dpl

Dierplaats

EBRT

Verblijftijd van lucht bij een lege reactor (Empty Bed Air Residence Time)

EC

Elektrische geleidbaarheid (Electrical conductivity)

EMAP

Bewaking en evaluatie van het transport van luchtverontreinigende stoffen over lange afstand in Europa (European Monitoring and Evaluation Program)

GC/MS

Massaspectroscopie voorafgegaan door gaschromatografie

H

+

Waterstofion

HNO2

Salpeterigzuur

HNO3

Salpeterzuur

H2S

Waterstofsulfide

H2SO4

Zwavelzuur

LTV

Laagste toxische waarde (Lowest Toxic Value)

MER

MilieuEffectRapportage

N2

Stikstofgas

NH3

Ammoniak

NH4+

Ammonium

(NH2)2CO

Ureum

(NH4)2SO4

Ammoniumsulfaat

NO2-

Nitriet

NO3-

Nitraat

NOx

Stikstofoxiden

N2O

Lachgas

OTV

Geurdrempelwaarde van een component (Odor Threshold Value)

ouE

Europese geureenheid (European Odor Unit)

PLC

Programmable Logic Controller

PM2,5/10

Fractie fijn stof (Particulate Matter) met een aerodynamische diameter kleiner dan 2,5/10 µm

ppm

Parts per million, uitgedrukt in volume-eenheden

ppb

Parts per billion, uitgedrukt in volume-eenheden

SO2

Zwaveldioxide

TAN

Totale ammoniakale stikstof

VLM

Vlaamse LandMaatschappij

vvpl

Vleesvarkensplaats

UNECE

Europese economische commissie van de Verenigde Naties (United Nations Economic Commission for Europe)

ix

Symbolenlijst De letter ‘F’ in subscriptie bij een aantal symbolen duidt op fluïdum (‘L’ voor de vloeistoffase en ‘G’ voor de gasfase). De letter ‘i’ in superscriptie duidt op een cel met index i en wordt niet apart weergegeven in de symbolenlijst.

x

Symbool

Omschrijving

Eenheid

A

Oppervlakte van het interfasevlak (dwarsdoorsnede)

m²

Aspec

Specifiek oppervlak van het pakkingsmateriaal

-

Apakking

Aanstroomoppervlak

m2

a cor

Correctiefactor

-

BL

Breedte van het pakkingsmateriaal

m

CF,NH3

Concentratie ammoniak (NH3) in het fluïdum

mol.m-³

CF,NH3 ,grens

Concentratie NH3 in het fluïdum aan het interfasevlak

mol.m-³

CF,NH3 ,δ

Concentratie NH3 op δm,F van de concentratiegrenslaag

mol.m-3

in CG,NH 3

NH3-concentratie in ingaande stallucht

mol.m-3

uit CG,NH 3

NH3-concentratie in uitgaande stallucht

mol.m-3

CL,H+

Concentratie protonen (H+) in de vloeistoffase

mol.m-3

CL,NH+4

Concentratie ammonium (NH4+) in de vloeistoffase

mol.m-3

CL,NH+4 ,evenwicht

Concentratie NH4+ in de vloeistoffase waarbij NH3uitwisseling tussen gasen vloeistoffase 0 is

mol.m-3

CL,TAN

Concentratie TAN in de vloeistoffase

mol.m-3

tank CL,TAN

Concentratie totale ammoniakale stikstof (TAN) in de buffertank

mol.m-3

cp,F

Specifieke warmtecapaciteit van het fluïdum

J.kg-1.°C-1

cp,st

Specifieke warmtecapaciteit van waterdamp

J.kg-1.°C-1

DF,NH3

Binaire diffusiecoëfficiënt van NH3 in het fluïdum

m2.s-1

DG,H2 O

Binaire diffusiecoëfficiënt van H2O in de gasfase

m².s-1

DG

Dikte van de gasfase langs een plaatzijde

m

DL

Dikte van de vloeistoffase langs een plaatzijde

m

dt

Tijdsinterval

s

EFNH3

Emissiefactor van NH3 per vleesvarkensplaats

kg.vvpl-1.jaar-1

Hcel

Hoogte van de cel

m

Hx,F

Hoogte van de cel in het pakkingsmateriaal

m

HL

Hoogte van het pakkingsmateriaal

m

hm,H2O

Convectieve massaoverdrachtscoëfficiënt van water

m.s-1

hm,NH3

Totale convectieve massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3

m.s-1

hm,NH3,F

Convectieve massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 in het fluïdum

m.s-1

hvw

Totale convectieve voelbare warmteoverdrachtscoëfficiënt

W.m-2.°C-1

hvw,F

Convectieve voelbare warmteoverdrachtscoëfficiënt in het fluïdum

W.m-2.°C-1

JF,NH3

Molaire massaflux van NH3

mol.m-2.s-1

K e,NH+4

Zuurconstante van NH4+

mol.m-3

kH

Henry-coëfficiënt (dimensieloos)

-

k ′H

Henry-coëfficiënt

mol.m-3.Pa-1

k ′0 H

Henry-coëfficiënt bij 25 °C

mol.m-3.Pa-1

LL

Lengte van het pakkingsmateriaal

m

MDL

Molaire massa van droge lucht

g.mol-1

MH2O

Molaire massa van water

g.mol-1

MN

Molaire massa van stikstof

g.mol-1

MNH3

Molaire massa van NH3

g.mol-1

Nspui

NH4+-concentratie in het spuiwater

g.l-1

Nv

Aantal vleesvarkensplaatsen

-

NL

Aantal platen in het pakkingsmateriaal

-

NLK

Aantal plaatzijden in het pakkingsmateriaal

-

NuF

Nusseltgetal

-

n

Aantal berekeningen (met tijdstap dt)

-

nY

Aantal cellen in een kolom

-

PrF

Prandtlgetal

-

patm

Atmosferische druk

Pa

pd

Partiële waterdampspanning van de gasfase

Pa

pin d

Partiële waterdampspanning van de gas instroom

Pa

pNH3

Partiële druk van NH3(g)

Pa

pvd

Verzadigde waterdampspanning van de gasfase

Pa

pin vd

Verzadigde waterdampspanning van de gas instroom

Pa

pH

Zuurtegraad

-

QF

Debiet van het fluïdum doorheen de luchtwasser

m³.s-1

Q F,cel

Debiet van het fluïdum doorheen een cel

m3.s-1

Q G,v

Gasdebiet per vleesvarkensplaats

m³.h-1

Q spui

Spuidebiet

l.vvpl-1.jaar-1

R

Universele gasconstante

J.mol-1.°C-1

ReF

Reynoldsgetal

-

RV in

Relatieve vochtigheid van de gas instroom

%

S

Maximale toegelaten concentratie ammoniumsulfaat ((NH4)2SO4) in het waswater

mol.m-3

Smax

Maximale oplosbaarheid van (NH4)2SO4 in water

mol.m-3

ScF

Schmidtgetal

-

xi

ShF

Sherwoodgetal

-

T

Temperatuur

°C

T0

Temperatuur bij k ′0 H

°C

TF

Temperatuur van het fluïdum

°C

TF,δ

Temperatuur op δt,F van het interfasevlak

°C

TGin

Temperatuur van de gas instroom

°C

Tgrens

Temperatuur aan het interfasevlak

°C

TLin

Temperatuur van vers waswater

°C

Vbuffertank

Volume van de buffertank

m3

VF,cel

Volume van het fluïdum in een cel

m³

VLtank

Volume van de buffertank onder een plaatzijde

m³

VTL

Totaal watervolume in de luchtwasser (buffertank + pakkingsmateriaal

m3

vF

Snelheid van het fluïdum doorheen de luchtwasser

m.s-1

∆Hopl

Enthalpie van de oplossing

J.mol-1

∆Hv

Verdampingsenthalpie van water

J.kg-1

∆t

Tijdstap

s

δm,F,NH3

Dikte van de concentratiegrenslaag

m

δm,x

Horizontale afstand tussen de plaatsen waar de concentraties voorkomen

m

δt,F

Dikte van de temperatuurgrenslaag

m

ηNH3

NH3-verwijderingsrendement

%

λF

Thermische conductiviteit van het fluïdum

W.m-1.°C-1

μF

Dynamische viscositeit van het fluïdum

Pa.s

ρ98 % H2SO4

Dichtheid van een aquatisch mengsel bestaande uit 98 % H2SO4

kg.m-3

ρd

Waterdampdichtheid in de stallucht

kg.m-3

ρin d

Waterdampdichtheid in de ingaande stallucht

kg.m-3

ρd,opp

Waterdampdichtheid aan het interfasevlak

kg.m-3

ρF

Dichtheid van het fluïdum

kg.m-3

ΦG

Warmte-inhoud van de gasfase

J

ΦL

Warmte-inhoud van de vloeistoffase

J

Φst

Warmte-inhoud van waterdamp in de gasfase

J

Φvw

Convectieve voelbare warmteoverdracht

J

Φlw

Convectieve latente warmteoverdracht

J

xii

Inleiding Gedurende de voorbije jaren is de luchtwasser niet meer weg te denken in de veeteeltsector. Deze luchtzuiveringstechniek heeft reeds zijn waarde bewezen om NH3-emissies uit stallen te reduceren. Doch ontbreekt tot op heden de link tussen een chemische luchtwasser en alle bijhorende fysische en chemische processen hieromtrent. Omdat deze processen de basis vormen van het hele NH3-verwijderingsproces, handelt deze thesis over het opbouwen en simuleren van een tegenstroommodel van een chemische luchtwasser voor een vleesvarkensstal, vertrekkende van een theoretische achtergrond. Massaoverdracht (NH3 en water) en warmteoverdracht (voelbare en latente) staan hierbij centraal. Het doel van deze thesis is het ontwikkelen van een model dat enerzijds een dieper inzicht geeft in de processen en anderzijds later als toolmiddel gebruikt kan worden om de werking van luchtwassers te optimaliseren. Een uitgebreide literatuurstudie in het eerste hoofdstuk vormt de basis van deze thesis. In de eerste sectie wordt de varkenssector in Vlaanderen voorgesteld. Vervolgens worden twee belangrijke luchtemissies van de varkenshouderij besproken nl. NH3- en geuremissies. Ook de klimaatomstandigheden in een vleesvarkensstal worden kort toegelicht waarna tenslotte dieper wordt ingegaan op de luchtwassers. Vervolgens wordt in het tweede hoofdstuk het opgestelde tegenstroommodel beschreven. Eerst is er een korte beschrijving van het model met daarop volgend de berekeningen omtrent NH3-verwijdering. Tenslotte worden de vergelijkingen m.b.t. voelbare en latente warmteoverdracht besproken en wordt een totale energiebalans opgemaakt. Het derde hoofdstuk bespreekt de simulatiestudie. De eerste sectie handelt over een referentiescenario waarbij inputgegevens en verscheidende parameters werden vastgelegd. Daarop volgen de resultaten en de bespreking hiervan. Vervolgens wordt in het tweede deel de invloeden van de ontwerpparameters (ventilatiedebiet en hoogte van de luchtwasser) en de operationele variabelen, met enerzijds de stoorvariabelen (temperatuur en relatieve vochtigheid van de ingaande stallucht) en anderzijds de stuurvariabelen (pH en spuien) besproken. Tenslotte worden een aantal algemene conclusies geformuleerd en een aantal perspectieven voor toekomstig onderzoek voorgesteld.

1

H1: Literatuurstudie De literatuurstudie is gevormd op basis van wetenschappelijke literatuur en vormt het draagvlak van deze thesis. Eerst wordt de varkenssector in Vlaanderen kort geschetst, waarna aspecten omtrent NH3emissies worden besproken, nl. de emissiebronnen, de impact op het milieu en de gezondheid, de wetgeving en de evolutie van de NH3-emissie in Vlaanderen. Vervolgens worden de geuremissies vanuit varkensstallen toegelicht waarbij geurcomponenten, geurhinder en wetgeving centraal staan. Verder worden een aantal klimaatfactoren in vleesvarkensstallen toegelicht die een belangrijke invloed hebben op de werking van de luchtwasser nl. temperatuur, relatieve vochtigheid en ventilatiedebiet. Tenslotte worden de technische gegevens omtrent luchtwassers uitgebreid besproken zoals werkingsprincipe, type luchtwassers, invloedsfactoren, investeringskosten en operationele aspecten.

1.1 De varkenssector in Vlaanderen De intensieve varkenshouderij in de Europese Unie is voornamelijk geconcentreerd in Denemarken, Duitsland, Nederland, België en Spanje en in bepaalde regio’s in Frankrijk (Bretagne) en Italië (Po-vallei) (Lesschen et al., 2011). In België is de varkenssector voor 94 % gevestigd in Vlaanderen. Met ongeveer zes miljoen varkens in Vlaanderen bedroeg de productiewaarde in 2010 1,4 miljard euro en is het met een economisch aandeel van 27 % de belangrijkste sector in de landen tuinbouw (VLM, 2010). In tabel 1.1.1 staan enkele kerncijfers opgesomd omtrent de varkenssector. Hieruit blijkt dat ongeveer 66 % van de varkens in Vlaanderen vleesvarkens zijn. Tabel 1.1.1: Enkele kerncijfers omtrent de varkenssector in Vlaanderen in 2009 (VLM, 2010). Aantal varkens, waarvan: -

biggen (7-20 kg)

-

beren

-

zeugen (+ biggen < 7kg)

-

vleesvarkens

6 060 177 stuks 1 578 086 stuks 6 400 stuks 441 620 stuks 4 034 071 stuks

Figuur 1.1.1 geeft de dichtheid van de varkensstapel weer in Vlaanderen (2007). Volgens deze gegevens is de grootste dichtheid terug te vinden in West-Vlaanderen en in de Noorderkempen. De hoge concentratiedichtheid in die regio’s resulteert in een dermate hoge NH3-emissie wat nefast is voor de biodiversiteit (sectie 1.2.2). In combinatie met de hoge populatiedensiteit in Vlaanderen van 462 inwoners per km² (Statistics Belgium, 2010) zorgt dit ook voor overlast door geuremissies (sectie 1.3) en een negatieve impact op de volksgezondheid door de emissie van fijn stof.

2

Literatuurstudie

Figuur 1.1.1: Dichtheid van de varkensstapel in Vlaanderen in 2007, uitgedrukt in aantal varkens per km² (Heyman, 2008).

1.2 Ammoniakemissie 1.2.1

Bronnen en invloedsfactoren

De NH3-emissie uit de varkenssector is hoofdzakelijk afkomstig van microbiële processen die de stikstofhoudende componenten in mest (ureum, eiwitverbindingen en peptiden) afbreken. Ureum ((NH2)2CO) in de urine komt in contact met het enzym urease, een katalysator afkomstig van microorganismen in de feces, en wordt hierdoor omgezet tot NH3 volgens reactievergelijking 1.2.1 (Mobley & Hausinger, 1989). Het vrijgekomen NH3 kan vervolgens als stikstofbron fungeren voor de microorganismen. (NH2 )2 CO(aq) + H2 O(aq)

⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗⃗ urease

CO2(g) + 2NH3(aq)

(1.2.1)

Stallucht wordt geventileerd om zo stalgassen (NH3, koolstofdioxide (CO2), methaan (CH4) en waterstofsulfide (H2S) …) stof, pathogenen, waterdamp en voelbare warmte naar buiten af te voeren en verse buitenlucht aan te voeren. De binnentemperatuur, luchtvochtigheid, gasen stofconcentraties worden zo binnen aanvaardbare grenzen gehouden om zo het comfort en de gezondheid van mens en dier te waarborgen (Pollet, 2012a). Maar hierdoor komt o.a. de geproduceerde NH3 in het milieu terecht. De NH3-emissie wordt bepaald op basis van het ventilatiedebiet en de NH3-concentratie in de stal.

3

Hoofdstuk 1 In 2008 bedroeg de totale NH3-emissie in Vlaanderen 41,7 miljoen kg. Met een aandeel van 93 % is de landen tuinbouw de voornaamste bron hiervan. De varkenshouderij droeg voor 50 % (19,5 miljoen kg NH3) bij aan de NH3-emissie afkomstig de landen tuinbouw (figuur 1.2.1) (VLM, 2010). Het positieve verband tussen de NH3-emissie en de varkenshouderij in Vlaanderen kan ook visueel vastgesteld worden door figuren 1.1.1 en 1.2.2 met elkaar te vergelijken. 4% 2% 1%

1% Varkens

8%

Runderen 50%

Pluimvee Akkerbouw

34%

Mestverwerking Overig vee Tuinbouw open lucht

Figuur 1.2.1: Voornaamste bronnen van NH3-emissie in de landen tuinbouw in Vlaanderen in 2009 (VLM, 2010).

Figuur 1.2.2: Totale NH3-emissie afkomstig van de veeteelt, kunstmestgebruik en mestverwerking in Vlaanderen in 2010, uitgedrukt in kg NH3.jaar-1.gemeente-1 (VMM, 2011b).

Het aandeel van de verschillende emissiebronnen van de landbouw in Vlaanderen is weergegeven in figuur 1.2.3. Hierbij zijn 63 % van de emissies puntemissies (mestopslag en mestverwerking) en 37 % diffuse emissies (uitrijden van dierlijke mest, kunstmest en beweiding) (VMM, 2011b).

4

Literatuurstudie 4% 2% 6%

Mestopslag Uitrijden dierlijke mest

27% 61%

Kunstmest Beweiding Mestverwerking

Figuur 1.2.3: Aandeel van de verschillende NH3-emissieplaatsen in de landbouw in 2008 (VMM, 2011b).

Tabel 1.2.1 geeft enkele NH3-emissiewaarden weer voor vleesvarkens gehuisvest op roosters. Er is variatie naargelang het jaartal en de regio waar het gemeten is, maar de meeste waarden situeren zich tussen 2,5 en 3,0 kg NH3.vvpl-1.jaar-1. De Vlaamse wetgeving hanteert een NH3-emissie van 2,8 kg NH3.vvpl-1.jaar-1 (LNE, 2011) Tabel 1.2.1: NH3-emissiewaarden voor vleesvarkens in conventionele stallen op roosters in verschillende landen. Regio

NH3-emissie [kg NH3.vvpl-1.jaar-1]

Bron

Vlaanderen

2,8

LNE (2011)

Vlaanderen

2,5

Van Gansbeke (2012)

Nederland

3,0

InfoMil (2011b)

Nederland

3,0

Vonk et al. (2012)

Nederland

2,5

Brok et al. (1997)

Nederland

2,9

Groenestein et al. (2005)

Verenigd Koninkrijk

4,8

Misselbrook et al. (2000)

Engeland

2,7

Groot Koerkamp et al. (1998)

Denemarken

2,5

Hutchings et al. (2001)

Denemarken

2,1[3]

Aarnink et al. (1995)

Denemarken

2,3[4]

Aarnink et al. (1996)

EMEP[1]

2,9

McInnes (1996)

UNECE Expert Panel[2]

2,9

Van der Hoek (1998)

[1]

European Monitoring and Evaluation Program United Nations Economic Commission for Europe [3] slechts 25 % roosteroppervlak [4] slechts 50 % roosteroppervlak [2]

5

Hoofdstuk 1 Afhankelijk van de pH en de temperatuur (figuur 1.2.4) verschuift de verhouding

NH3 −concentratie NH+ 4 −concentratie

in

mest: bij eenzelfde stikstofconcentratie resulteert een hogere pH of temperatuur in mest in een hogere NH3-concentratie. Bij een pH groter dan 7,5 is er een significant risico op NH3-vervluchting in de mestopslag in stallen of bassins (puntemissies) of na de mesttoediening op landbouwgronden (diffuse emissies) (De Neve, 2012). In een recent Deens onderzoek (Dai & Blanes-Vidal, 2013) is vastgesteld dat de NH3-emissie daalt met 50 % door mest aan te zuren tot een pH van 6. Dit kan zelfs dalen tot 23 % indien de pH verder verlaagt wordt tot 5,5. Daarnaast is uit figuur 1.2.4 af te leiden dat de protonering van NH3 naar NH4+ daalt naarmate de temperatuur toeneemt. 100

Verdeling in mest [%]

90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 6

6,5

7

7,5

8

8,5

9

9,5

10

10,5

11

pH NH4+ (10°C)

NH4+ (20°C)

NH4+ (30°C)

NH3 (10°C)

NH3 (20°C)

NH3 (30°C)

Figuur 1.2.4: Verhouding tussen de NH3- en NH4+-concentratie i.f.v. van de pH en bij verschillende temperaturen.

1.2.2

Impact op gezondheid en milieu

a) Gezondheid Ammoniak is een kleurloos gas met een scherpe geur. Afhankelijk van de concentratie en de tijdsduur is dit gas toxisch voor mens en dier: hoge concentraties veroorzaken stuiptrekkingen en zelfs coma met de dood tot gevolg (Randall & Tsui, 2002). Voor varkens is dit het geval vanaf 400 ppm (Van Overbeke et al., 2010). Tevens heeft een hoge NH3-concentratie (vanaf 30 ppm) een negatieve invloed op de groei van varkens (tot -29 % dagelijkse groei bij 150 ppm) (Drummond et al., 1980). Voor de mens is NH3 toxisch vanaf een concentratie van 25 ppm (Tamminga, 1992). Een concentratie van 6 tot 20 ppm veroorzaakt reeds oogirritatie en ademhalingsproblemen. In de praktijk is het aangeraden om deze concentratie onder 10 ppm te houden in varkensstallen (Van Overbeke et al., 2010).

6

Literatuurstudie b) Milieu Potentiële zuurequivalenten, zoals NH3, zwaveldioxide (SO2) en stikstofoxiden (NOx), dragen bij aan de verzuring van het natuurlijk ecosysteem. NH3 in de lucht slaat neer op de bodem, waar het genitrificeerd wordt tot salpeterzuur (HNO3) met bodemverzuring tot gevolg (De Neve, 2012). Hierdoor treden negatieve effecten op zoals aluminiumtoxiciteit in bossen, vergrassing van heidelandschappen, verlies van biodiversiteit en wijziging van de biobeschikbaarheid van zware metalen (Sutton et al., 1993). Daarnaast verzuren ook de waterwegen wat resulteert in vissterfte en worden gebouwen beschadigd door zure regen. Ammoniakdepositie zorgt tevens voor nitraatuitspoeling en eutrofiëring van natuurlijke ecosystemen waardoor de oorspronkelijke biodiversiteit verdwijnt (Dam et al., 1986). Figuur 1.2.5 geeft de verhouding weer van de belangrijkste potentiële zuurcomponenten afkomstig van de landen tuinbouw in Vlaanderen in 2010. Volgens deze figuur droeg de NH3-emissie voor 83 % bij aan de potentieel verzurende emissie door de landen tuinbouw in Vlaanderen. Hiermee is deze sector de belangrijkste bron (41 % in 2010) van verzurende emissie in Vlaanderen (figuur 1.2.6) (VMM, 2011b). In een studie van het VMM (2011a) blijkt dat, in gebieden met intensieve landbouw, NH3 de grootste bijdrage levert aan de verzurende depositie (tot 75 %). 4% 13%

NH3 NOx SO2

83%

Figuur 1.2.5: Potentiële verzurende emissiecomponenten afkomstig van de landen tuinbouw in Vlaanderen in 2010, uitgedrukt in het percentage zuurequivalenten (Overloop, 2012).

8%

1%

10%

Land- en tuinbouw 41%

Transport Industrie Energie

16%

Huishoudens Handel en diensten 24%

Figuur 1.2.6: Potentiële verzurende emissiebronnen in Vlaanderen in 2010, uitgedrukt in het percentage zuurequivalenten (VMM, 2011b).

7

Hoofdstuk 1 1.2.3

Wetgeving omtrent ammoniakemissie

a) Algemeen In 2001 legde de Europese regelgeving Vlaanderen een NH3-emissieplafond op van 45 miljoen kg NH3 in 2010, een reductie van 42,4 % t.o.v. de NH3-emissie in 1990 (78 miljoen kg NH3). Om dit te behalen moest de veeteelt in Vlaanderen zijn emissie-uitstoot reduceren tot 39,6·106 kg NH3 (FGOV, 2004). Deze reductie door de veeteelt wordt gerealiseerd door zowel diffuse als puntemissies aan te pakken. Diffuse emissies worden gereduceerd door o.a. het rechtstreeks injecteren van de mest in de bodem om zo de NH3-vervluchting tegen te gaan (De Neve, 2012). Sommer & Hutchings (2001) stelden een daling van minimaal 60 % vast bij rechtstreekse mestinjectie. Bovendien neemt dit percentage sterk toe bij een diepere injectie (figuur 1.2.7).

Figuur 1.2.7: Reductie van de NH3-emissie via directe inwerking of injectie t.o.v. het bovengronds uitrijden van mest zonder directe nabewerking. Bij injectie wordt de diepte van de injectie weergegeven op de x-as (Sommer & Hutchings, 2001).

b) Ammoniakemissiearme stallen Via aanpassingen van de stalsystemen kunnen vervolgens de puntemissies beperkt worden. Zo moeten nieuwbouwstallen in de varkens- en pluimveesector volgens het besluit van de Vlaamse regering op 19/09/2003 verplicht ammoniakemissiearm (AEA) zijn. Een AEA-stal staat gedefinieerd als “een stal die gebouwd is volgens een van de technieken zoals beschreven in de lijst vast te stellen bij het besluit van de Vlaamse minister bevoegd voor Leefmilieu”. Dit besluit geldt voor alle nieuwbouwstallen en grondige verbouwingen in de varkenssector (Ministerie van de Vlaamse gemeenschap, 2003). Een vergelijking van de maximale emissiefactoren voor AEA- met niet-AEA-stalsystemen staat weergegeven in tabel 1.2.2. Bij erkende AEA-stalsystemen mag de NH3-emissie per vleesvarkensplaats maximaal 50 % bedragen t.o.v. niet-AEA-systemen (LNE, 2011). 8

Literatuurstudie Tabel 1.2.2: Gemiddelde NH3-emissiefactoren bij niet-AEA-stalsystemen en maximale NH3-emissiefactoren bij AEA-stalsystemen voor varkens, uitgedrukt in kg NH3 per dierplaats (dpl) per jaar (LNE, 2011). niet-AEA-stalsysteem [kg NH3.dpl-1.jaar-1]

AEA-stalsysteem [kg NH3.dpl-1.jaar-1]

0,601

0,30

Zeugen in kraamhokken

8,3

4,45

Zeugen in dek- en drachtstallen

4,2

2,60

Vleesvarkens

2,80

1,40

Diercategorie Biggen

1

dierplaats kleiner dan 0,35 m²

In 2009 verbleven slechts 16 % van de varkens in AEA-stallen, maar dit percentage neemt jaar na jaar toe. Het grootste aandeel (47 % in 2009) van de varkens in AEA-stallen behoort tot de diercategorie vleesvarkens (VLM, 2010). Ervan uitgaand dat luchtwassers op een efficiënte manier NH3 reduceren, is er geen noodzaak om extra te investeren in andere AEA-systemen en wordt er dus een vleesvarkensstal verondersteld met een conventionele stalindeling bij het plaatsen van een luchtwasser (Aarnink et al., 2010). Nieuwe AEA-systemen moeten eerst een aanvraagprocedure (figuur 1.2.8) ondergaan (Tavernier, 2004). Daarnaast kan het AEA-stalsysteem aangevuld worden met voederadditieven (verlaging van het stikstofgehalte in mest) of mestadditieven (aanzuren).

Figuur 1.2.8: Stroomdiagram van de aanvraagprocedure (Tavernier, 2004).

Enerzijds zijn er NH3-reductietechnieken ontwikkeld die de emissie bij de bron aanpakken in stallen, nl. front-of-pipe technieken. Deze technieken moeten een NH3-reductie van ongeveer 50 % realiseren (tabel 1.2.2). Ze staan vermeld in de V-lijst voor de varkenssector en de P-lijst voor de pluimveesector, opgesteld door de Vlaamse overheid. Deze technieken kunnen betrekking hebben op voedersystemen (bv. ureaseremmers), stalsystemen (bv. verkleinen van het emitterend oppervlak) en mestadditieven 9

Hoofdstuk 1 (bv. aanzuren met zwavelzuur) (De Bruyn et al., 2001). Een opsomming van de erkende AEAstalsystemen voor varkens (V-lijst) met bijhorende NH3-emissiefactoren staat weergegeven in bijlage B.1. Anderzijds zijn er technieken die de uitgaande stallucht zuiveren, nl. end-of-pipe technieken. Deze staan vermeld in de S-lijst: biologische luchtwassers (S-1), chemische luchtwassers (S-2) en biofilters (S-3) (LNE, 2011). Deze technieken worden verder toegelicht in sectie 1.5. In het ministerieel besluit omtrent AEA-stallen staat vermeld dat deze technieken, in tegenstelling tot de V- en P-lijst, steeds een NH3-reductie van minimaal 70 % moeten realiseren (LNE, 2011). Daarom zijn de hedendaagse commerciële luchtwassers hoofdzakelijk afgesteld op een zo efficiënt mogelijke NH3-verwijdering en minder op de verwijdering van geurcomponenten en fijn stof. Tenslotte is er ook de O-lijst waarin de diercategorieën en productiesystemen staan opgesomd waarvoor geen AEA-systemen beschikbaar zijn zoals rundvee, beren, slachtkuiken-grootouderdieren, eenden en fazanten (LNE, 2011). 1.2.4

Evolutie van ammoniakemissie in Vlaanderen

De totale NH3-emisse in Vlaanderen bedroeg in 2010 43,6 miljoen kg NH3, waarmee het vooropgestelde emissieplafond van 45 miljoen kg NH3 ruimschoots behaald werd. De veeteelt had een NH3-emissie van 36,7 miljoen kg NH3 waardoor de sector onder het maximum van 39,6 miljoen kg NH3 (Nieuwejaers et al., 2004) bleef (VLM, 2011b). Op de Interministeriële Conferentie Leefmilieu (27/04/2012) werd een plan vooropgesteld om de NH3-emissie in Vlaanderen in 2020 verder te verlagen tot 41,2 miljoen kg NH3. Dit komt neer op een beperkte reductie van 5,5 % t.o.v. de NH3emissie in 2010 (LNE, 2012b), m.a.w. op dit moment ziet het ernaar uit dat het NH3-beleid in de nabije toekomst geen grote wijzigingen zal kennen. Figuur 1.2.9 geeft de evolutie van de NH3-emissie weer in Vlaanderen. Ondanks het feit dat de varkenssector in 2009 nog een aandeel had van 50 % (VLM, 2010) in de NH3-uitstoot van de landen tuinbouw in Vlaanderen, is er toch een opmerkelijke verbetering zichtbaar t.o.v. 1990, nl. een reductie van 59 %. Toen bedroeg de NH3-uitstoot van de varkenssector nog 49 miljoen kg NH3 tegenover 20 miljoen kg NH3 in 2009. Deze sterke daling is het gevolg van een combinatie van maatregelen zoals het emissiearm uitrijden van dierlijke mest, de bouw van AEA-stallen en de afbouw van de veestapel (Overloop, 2012).

10

Literatuurstudie 50

varkens

NH3-emissie [106 kg NH3]

45 runderen

40 35

pluimvee

30

akkerbouw

25 tuinbouw open lucht overig vee

20 15 10

mestverwerkin g overige

5 0 1990

1995

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009

Figuur 1.2.9: Evolutie van de NH3-emissie in Vlaanderen afkomstig van de landen tuinbouwsector (Overloop, 2012).

Van de varkens die gehuisvest zijn in AEA-stallen, zijn er 43 % gehuisvest in stallen met een luchtwasser. Dit percentage neemt jaar na jaar toe (figuur 1.2.10). Verder valt uit deze figuur af te leiden dat in 2010 ongeveer evenveel varkens gehuisvest waren in biologische als chemische luchtwassers. Anderzijds waren er meer biologische (228) dan chemische (167) luchtwassers aanwezig in Vlaanderen (VLM, 2010). Dit betekent dat bedrijven met grotere stallen de voorkeur gaven aan een chemische luchtwasser.

Figuur 1.2.10: Evolutie van de huisvesting van varkens in AEA-varkensstallen in de periode 2004-2010 (VLM, 2010).

11

Hoofdstuk 1

1.3 Geuremissie 1.3.1

Geur en geurcomponenten

a) Definitie van geur Geur is de eigenschap van een chemische verbinding dat via het geurzintuig in de neus waargenomen wordt (Van Langenhove & Defoer, 2002). Elke chemische verbinding heeft een karakteristieke geur. Mensen zijn in staat om meer dan 10 000 verschillende geuren te detecteren, waarbij sommige geurcomponenten, zoals H2S, nog steeds waargenomen kunnen worden bij een lagere concentratie dan de detectielimieten van een gaschromatograaf. Vaak is het niet eenvoudig de geur van het specifieke component te beschrijven. Daarnaast bestaat er bij een geurwaarneming een grote individuele variabiliteit, waardoor het technisch moeilijk is om geurlimieten te definiëren (Mackie et al., 1998). b) Oorsprong geurcomponenten De geur in varkensbedrijven is afkomstig van afbraakprocessen die plaatsvinden in: het diervoeder, de dieren en de mest die gelegen is onder de roosters van varkensstallen (Le, 2006). De geurproductie is afhankelijk van veel factoren zoals temperatuur, ventilatiedebiet, luchtsnelheid en stof (figuur 1.3.1). De geur afkomstig van het voeder en de dieren zelf wordt over het algemeen niet als sterk hinderlijk beschouwd. Maar de geurcomponenten afkomstig van mest en mestafbraak tijdens de verzameling, bewerking, opslag en spreiding van de mest worden wel als hinderlijk aanzien (Spoelstra, 1980).

Figuur 1.3.1: Schematisch overzicht van de geurbronnen en de factoren die invloed hebben op de geuremissie (Le, 2006; Brusselman & Demeyer, 2012).

12

Literatuurstudie Varkensdrijfmest bestaat uit fecale en urinaire verliezen van het varken. Feces bestaan uit een complex mengsel van (Mackie et al., 1998):   

Onverteerde voedselresten voor bacteriële en diereigen enzymen; Endogene uitscheidingen; Bacteriële cellen met hun metabolische eindproducten.

Urine bestaat uit water met afvalstoffen die door het lichaam worden afgescheiden. De urine en de feces komen samen in de mestopslag terecht en ondergaan aerobe en anaerobe degradatie. Bij volledige anaerobe vergisting wordt het organisch materiaal afgebroken tot CH4, CO2 en H2O via hydrolyse, fermentatie (zuurvorming), acetogenese en methanogenese (figuur 1.3.2). Maar bij varkensmest zijn de zuurvorming en de methanogenese niet in balans, resulterend in een accumulatie van zure producten terwijl de methaanvorming beperkt blijft. De methanogenese wordt namelijk geïnhibeerd door hoge concentraties H2S en NH3, een lage omgevingstemperatuur en de aanwezigheid van zware metalen. Dit heeft als gevolg dat de vluchtige componenten niet volledig afgebroken worden waardoor vluchtige geurcomponenten gevormd worden (Mackie et al., 1998).

Figuur 1.3.2: Productie en afbraak van belangrijke geurcomponenten onder anaerobe condities (De Bruyn et al., 2001).

c) Indeling geurcomponenten De verschillende geurcomponenten worden opgedeeld in vier groepen (zie ook figuur 1.3.2): vluchtige vetzuren, NH3 en vluchtige amines, aromatische verbindingen en vluchtige zwavelhoudende componenten (Spoelstra, 1980). De stikstofhoudende geurcomponenten (NH3, amine, indool en skatool) en de vluchtige vetzuren ontstaan uit de aerobe degradatie van ureum, eiwitten en vetten. Zwavelhoudende geurcomponenten daarentegen ondergaan een anaerobe degradatie tot thiolen, 13

Hoofdstuk 1 vluchtige organische sulfiden en mercaptanen. Deze componenten hebben tevens een zeer lage geurdrempelwaarde (0,5 ppb) (Tamminga, 1992). Vluchtige vetzuren Anaerobe microbiële fermentatie en deaminatie van aminozuren resulteren in de productie van vluchtige vetzuren (Zhu, 2000). Vluchtige vetzuren met een groter aantal koolstofatomen, zoals capronzuur, zijn in lagere concentraties aanwezig in de stallucht dan vetzuren met een kleiner aantal koolstofatomen, zoals azijnzuur. Toch leveren de langere ketens een grotere bijdrage aan de geurproductie door hun lage geurdrempelwaarde (O'neill & Phillips, 1992). Ammoniak en vluchtige amines Vluchtige amines en NH3 worden gevormd door deaminatie en decarboxylatie van aminozuren. Daarnaast wordt NH3 ook gevormd door deaminatie van ureum en nitraten. In varkensmest wordt voornamelijk NH3, putrescine en cadaverine teruggevonden (Zhu, 2000). Aromatische verbindingen Indool, skatool, p-cresol en 4-ethylfenol zijn de belangrijkste componenten in deze groep. Deze componenten worden hoofdzakelijk gevormd uit de microbiële fermentatie van de aminozuren tyrosine (p-cresol en 4-ethylfenol), fenylalanine (fenylacetaat en -propionaat) en tryptofaan (indool en skatool). (Mackie et al., 1998). Vluchtige zwavelhoudende componenten In varkensmest zijn H2S, methyl- en ethyl-mercaptaan van belang. Deze groep wordt gevormd door twee bacteriële processen: reductie van sulfaten en degradatie van de zwavelhoudende aminozuren cysteïne en methionine (Zhu, 2000). Eerst worden de zwavelcomponenten door de micro-organismen gebruikt voor biosynthese, maar naarmate de concentratie toeneemt worden sulfaten gebruikt als elektronacceptor met de productie van sulfiden, zoals H2S, tot gevolg (Hao et al., 1996). O'neill en Phillips (1992) hebben uit een veestal 168 vluchtige componenten geïdentificeerd die mogelijk een bijdrage leveren aan de geurhinder. Zij vermoeden dat de vluchtige vetzuren, p-cresol, indool, skatool, diacetyl en NH3 de belangrijkste geurcomponenten zijn, omwille van hun relatief hoge concentratie in de lucht of hun lage geurdrempelwaarde (zie ook tabel 1.3.3). Later identificeerden Schiffman et al. (2001) 331 verschillende vluchtige componenten afkomstig van varkensbedrijven in North Carolina via gaschromatografie voorafgegaan door massaspectroscopie (GC/MS). Daarnaast zijn er nog componenten aanwezig die niet geïdentificeerd konden worden via GC/MS. 1.3.2

Geurconcentraties en geuremissies

Geurconcentraties worden vaak gemeten volgens de olfactorische methode die gestandaardiseerd is volgens de Europese Norm EN 13725. Hierbij wordt de geurconcentratie uitgedrukt in aantal Europese geureenheden per volume-eenheid [ouE.m-3]. De definitie van een Europese geureenheid (European Odor Unit) is de hoeveelheid aanwezige geurcomponenten dat, wanneer deze geëvaporeerd worden in 1 m3 neutraal gas bij standaardomstandigheden, een fysiologische respons opwekken bij een geurpanel dat gelijkwaardig is aan de respons die opgewekt wordt door de Europese Referentie Geur Massa (EROM), alsook deze geëvaporeerd wordt in 1 m3 neutraal gas bij standaardomstandigheden. 1 EROM is gelijk aan 123 µg n-butanol (DIN EN 13725, 2003). 14

Literatuurstudie Praktisch gezien is het aantal Europese geureenheden het aantal verdunningen van de geurhoudende lucht met de geurvrije lucht teneinde de geurdrempel te bereiken. Dit stemt overeen met de verdunning die door de helft van een geurpanel nog net kan worden onderscheiden van geurvrije lucht (Van Langenhove & Defoer, 2002). De geurdrempel wordt bepaald door een geurpanel, met n-butanol als referentiegas. n-Butanol is beschikbaar in hoge zuiverheid, is weinig toxisch en stabiel en heeft een acceptabele geur (Mackie et al., 1998). De geuremissie van een varkensstal [ouE.h-1] wordt bepaald door de geurconcentratie [ouE.m-3] te vermenigvuldigen met het ventilatiedebiet [m³.h-1] (Ogink & Lens, 2001). In tabel 1.3.1 staan de geuremissiewaarden bij conventionele varkensstallen, uitgedrukt in ouE.s-1. Deze waarden zijn echter onderhevig aan grote seizoenvariaties, resulterend in variatiecoëfficiënten tot 60 % (Ogink & Lens, 2001). Voor een conventionele varkensstal met 3000 vleesvarkensplaatsen bedraagt de gemiddelde geuremissie volgens Ogink & Lens (2001) 242· 106 ouE.h-1. Volgens de indeling van geuremissies opgesteld door GGD-NL (2012), een koepelorganisatie van de Gemeenschappelijke Gezondheidsdienst in Nederland, (tabel 1.3.2) stemt dit overeen met een middelgrote geurbron. Ter vergelijking: containercompost heeft een geuremissie van 6,5·104 ouE.ton-1.h-1 (InfoMil, 2012a), waardoor ongeveer 3700 ton compost dient opgeslagen te worden om een gelijkaardige geuremissie te verkrijgen. Tevens hebben Van Langenhove & Defoer (2002) onderzoek gevoerd naar geuremissies bij Vlaamse conventionele varkensstallen. De resultaten hiervan staan weergegeven in tabel 1.3.1. Grote verschillen t.o.v. Ogink & Lens (2001) zijn vooral merkbaar bij de zeugen. Belangrijk hierbij is dat deze cijfers uitgedrukt zijn per dier terwijl Ogink & Lens (2001) deze uitdrukken per dierplaats. Tabel 1.3.1: Gemiddelde NH3- en geuremissiewaarden bij conventionele stalsystemen bij varkens. Emissiewaarden Geur [OUE.dpl-1.s-1] Ogink & Lens (2001)

Geur [OUE.dier-1.s-1] Van Langenhove & Defoer (2002)

Dragende zeugen

19,0

57,0

Kraamzeugen (met biggen tot spenen)

17,8

84,4

Gespeende biggen

16,3

12,1

Vleesvarkens

22,4

29,2

Diercategorie

Tabel 1.3.2: Indeling van de geuremissies (GGD-NL, 2012).

Grootte van de geurbron

Geuremissie [106 ouE.h-1]

Zeer kleine bron

<5

Kleine bron

5 – 50

Middelgrote bron

50 – 250

Grote bron

250 – 500

Zeer grote bron

> 500

Geuremissies vormen een belangrijk onderdeel van het MER-rapport (milieueffectrapportage) bij de milieuvergunningsaanvraag. Bij het opmaken van dit rapport wordt rekening gehouden met de 15

Hoofdstuk 1 geuremissiecijfers van Van Langenhove & Defoer (2002). Voor AEA-stallen wordt, naast een lagere NH3-emissie, een lagere geuremissie verwacht (Willems et al., 2011). Maar Mol & Ogink (2002) vonden enkel bij vleesvarkens en biggen significant lagere waarden van de geuremissie bij AEA-stallen tegenover conventionele stallen (Willems et al., 2011). Voor biologische en chemische luchtwassers wordt een reductie van respectievelijk 40 en 30 % voorgesteld door Willems et al. (2011), maar grote variaties zijn gemeten door Mol & Ogink (2002) en Ogink & Lens (2001). Reductie van geuremissies door luchtwassers is tot op heden slechts beperkt onderzocht (Van Overbeke et al., 2010). Bij milieuvergunningaanvragen zijn geuremissies enkel in bepaalde situaties van belang (bv. bedrijven die dicht gelegen zijn bij de bebouwde kom). NH3-emissies daarentegen zijn steeds belangrijk bij de milieuvergunningsaanvraag voor een varkensbedrijf doordat het o.a. een duidelijke afgebakend wetskader heeft dat wetenschappelijk onderbouwd is. 1.3.3

Geurhinder

Van Langenhove & Defoer (2002) beschrijven geurhinder als “het cumulatieve resultaat van een herhaalde stankverstoring die zich laat kenmerken door een gewijzigd gedrag. Dit gedrag kan actief zijn (klagen, ramen sluiten, minder in de tuin zitten) of passief (gesignaleerd door bijvoorbeeld afwijkende beantwoording van enquêtes of interviews). Geurhinder kan leiden tot een aantasting van welbevinden waardoor ons welzijn negatief wordt beïnvloed. Geurhinder treedt op als mensen een geur, die ze in hun leefomgeving (woon, werk, recreatie) waarnemen:    

als onaangenaam beoordelen als de waarneming meerdere malen plaatsvindt als ze zich aan de waarneming niet gemakkelijk kunnen onttrekken als ze de betreffende geur beschouwen als een negatieve invloed op hun welbevinden”

Naast geurhinder in de nabijheid van de stal kan een hoge concentratie aan geurcomponenten ook in de stal voor problemen zorgen m.b.t. het comfort, de gezondheid en de productie-efficiëntie van varkens, alsook een effect hebben op de gezondheid en het comfort van de werknemers. Veel voorkomende klachten zijn: oog-, neus- en keelirritatie, slaperigheid en misselijkheid (Schiffman, 1998). De geurdrempelwaarde of odor threshold value (OTV) is de minimale concentratie die vereist is om een geur te detecteren door de mens. Deze waarden zijn vaak een factor 500 of meer kleiner dan de bijhorende laagste toxische waarde of lowest toxic value (LTV). In tabel 1.3.3 staan enkele geurcomponenten opgesomd met hun OTV en LTV. Hieruit blijkt dat bv. H2S bij een veel lagere concentratie wordt waargenomen door de neus dan NH3 (Tamminga, 1992). Algemeen wordt vastgesteld dat een stijgende concentratie van een geurcomponent in de lucht resulteert in een onaangenamere geurwaarneming.

16

Literatuurstudie Tabel 1.3.3: Geurdrempelwaarde (OTV) en laagste toxische waarde (LTV) van schadelijke componenten die gevonden zijn in varkensstallen (Tamminga, 1992). Component

OTV [ppb]

LTV [ppb]

Ammoniak (NH3)

4 700

25 000

Azijnzuur

1 000

10 000

Fenol

5

5 000

Methylmercaptaan

2

500

Boterzuur

1

–

p-Cresol

1

5 000

Ethylmercaptaan

1

500

Dimethylsulfide

1

1 000

0,5

10 000

Waterstofsulfide (H2S)

Het is belangrijk om geurhinder te onderscheiden van milieuvervuiling. Zo leveren NOx en CH4 een belangrijke bijdrage aan milieuvervuiling (sterke broeikasgassen), terwijl ze slechts een beperkte bijdrage leveren aan de geurconcentratie (Mackie et al., 1998). Een studie van het Schriftelijk Leefomgevingsonderzoek (SLO) in 2008 heeft aangetoond dat in Vlaanderen 15 % van de ondervraagden geurhinder ondervond, waarvan een derde ernstig of extreem. 5 % van de ondervraagden ondervonden geurhinder afkomstig van de landen tuinbouw waarvan 2 % ernstig of extreem (Significant GfK, 2008). Om geuremissies te kwantificeren gelden snuffelmetingen als een van de basistechnieken. De uitvoering hiervan wordt toegelicht in “Code van goede praktijk: bepalen van de geurverspreiding door middel van snuffelploegmetingen”. Ook de geuruitstoot van veeteeltbedrijven gelegen in de directe omgeving van het bedrijf moeten hierbij in rekening gebracht worden (Bilsen et al., 2008). 1.3.4

Relaties

a) Relatie tussen geur en ammoniak Vaak wordt verondersteld dat lagere NH3-emissies gepaard gaan met lagere geuremissies, maar in de literatuur is er geen eenduidig en algemeen geldende relatie vastgesteld tussen NH3 en geur bij stallen (De Bruyn et al., 2001). Van Langenhove & Defoer (2002) bepaalden de correlatie tussen enerzijds NH3en geurconcentratie en anderzijds NH3- en geuremissie. Tussen NH3- en geurconcentratie bleek geen eenduidige correlatie op te treden, terwijl tussen NH3- en geuremissie wel correlatie optrad. Dit laatste is eerder te wijten aan gemeenschappelijke factoren zoals luchtsnelheid over emitterende oppervlaktes, temperatuur en voeder. Verdoes & Ogink (1997) tenslotte hebben zelfs vastgesteld dat bij een Groen Labelstal (AEA-stal in Nederland) een toenemende NH3-emissie gepaard gaat met een afnemende geuremissie. 17

Hoofdstuk 1 b) Relatie tussen geur en stofpartikels Stof (grof en fijn) dat gevormd wordt in stallen bestaat voornamelijk uit plantaardige delen (voeder), dierlijke haar- en huidcellen, urine, feces, minerale assen en micro-organismen (waaronder pathogenen, virussen en endotoxines) (Bækbo, 1989; Bottcher, 2001). Takai et al. (1998) hebben in een onderzoek in Duitsland, Engeland, Nederland en Denemarken vastgesteld dat de stofemissie in vleesvarkensstallen gemiddeld 111 mg.h-1.vleesvarken-1 bedraagt. Een stal met 3000 vleesvarkens heeft een stofemissie van 7,99 kg.d-1. In de winter heeft de stallucht een stofconcentratie van 2,41 mg.m-3, terwijl dit in de zomer slechts 1,82 mg.m-3 bedraagt door een hoger ventilatiedebiet. Organische stofpartikels adsorberen NH3 en geurcomponenten (Bottcher, 2001). Naast het transporteren van geurcomponenten, zorgt stof ook voor een versterking van de geur doordat geurmoleculen in stof gedesorbeerd worden in grote lokale concentraties. Daarbij kan stof in het nasaal epitheel, waar de reukzenuwcellen gelegen zijn, opgevangen worden waar de reukzenuwcellen gelegen zijn. (Takai et al., 1998). 1.3.5

Wetgeving omtrent geuremissies

Het Milieubeleidsplan 2011-2015 stelt dat tegen 2020 het aantal personen dat gehinderd wordt door geur moet dalen tot 12 %. De landbouwsector moet hiervoor ook een bijdrage leveren. Daarom werd in juni 2012 een omzendbrief opgesteld. Deze is gericht aan landbouwbedrijven met belangrijke geurhinderbronnen, in het bijzonder traditionele varkens- en pluimveestallen, die in het verleden reeds klachten hebben gehad over geurhinder, alsook op het moment van een (her)vergunning een onaanvaardbare geurhinder veroorzaken voor de omwonenden. Deze bedrijven moeten maatregelen treffen die opgesomd staan als bijzondere voorwaarden van de milieuvergunning. Er dient hierbij rekening gehouden te worden met de technische, economische en praktische haalbaarheid (LNE, 2012). Uit deze omzendbrief valt af te leiden dat de Vlaamse overheid steeds meer belang hecht aan geurhinder. Het gaat ook om voorlopige maatregelen, aangezien er nog geen geurreductiewaarden vermeld staan. Recent heeft het onderzoekscentrum ILVO een geurlaboratorium opgericht om deze hiaten op te vullen (Vilt, 2012). Hierdoor zal een goede wetenschappelijke basis gevormd worden omtrent geuremissies waardoor deze in de toekomst een belangrijk onderdeel worden voor de milieuvergunning. Om geurhinder in te perken kunnen ook afstandsregels tot woon-, natuur- en verblijfsrecreatiegebieden opgelegd worden voor varkens- en pluimveebedrijven op basis van waarderingspunten. Deze punten worden bepaald i.f.v. het aantal dieren en het toegepaste stalsysteem (Willems et al., 2011). Tot op heden is bij een milieuvergunningsaanvraag het geurverwijderingsrendement van een luchtwasser ondergeschikt t.o.v. het NH3-verwijderingsrendement. In de toekomst kan dit rendement wel een belangrijke rol spelen, met name bij het afwenden van klachten over een nieuwbouwstal door nabijgelegen huizen (sectie 1.3.5).

18

Literatuurstudie

1.4 Klimaatfactoren 1.4.1

Temperatuur en relatieve vochtigheid

De insteltemperatuur is de gewenste staltemperatuur, m.a.w. de ventilatie wordt verhoogd bij een stijgende temperatuur om extra voelbare warmte af te voeren. Deze is voor een varkensstal afhankelijk van de diercategorie en het seizoen. Een overzicht van de verschillende temperaturen staat weergegeven in tabel 1.4.1 waarbij de gemiddelde insteltemperatuur 22,4 °C bedraagt. Vleesvarkensstallen met een ideale luchtvochtigheid hebben een relatieve vochtigheid (RV) die gelegen is tussen 50 en 80 % (Van Gansbeke et al., 2009). In deze masterproef wordt daarom een ingaande stalluchttemperatuur van 22,4 °C verondersteld met een RV van 65 %. Tabel 1.4.1: Insteltemperatuur in vleesvarkensstallen i.f.v. de diercategorie en de seizoenen (Van Gansbeke et al., 2009).

1.4.2

Insteltemperatuur [°C]

Gewicht vleesvarken [kg]

Winter

Zomer

20

24

24

40

23

23

60

22

22

80

21

22

100

21

22

Ventilatiedebiet

Ventilatie is vereist voor de afvoer van vocht, warmte en CO2 (Pollet, 2012b). De minimum- en maximumventilatie is in functie van de diercategorie en het type ventilatiesysteem. Plafondventilatie (max. 80 m3.h-1.vvpl-1) vraagt een hoger ventilatiedebiet dan kanaal- en deurventilatie (max. 60 m3.h1 .vvpl-1). De reden hiervoor is dat bij plafondventilatie een tegennatuurlijke luchtstroom aanwezig is (warme lucht moet dalen). In deze masterproef bedraagt de maximale ventilatiebehoefte 60 m 3.h1 .vvpl-1, m.a.w. een vleesvarkensstal met deur- of kanaalventilatie. Plafondventilatie is voornamelijk geschikt voor biggen en minder voor vleesvarkens omwille van de grote ventilatiebehoefte. Bovendien wordt plafondventilatie niet gecombineerd met luchtwassers (Hol et al., 2008; Van Gansbeke et al., 2009). Een maximale ventilatiebehoefte in de volledige stal is enkel van toepassing op een warme zomerdag (figuur 1.4.1) met een maximale hokbezetting en waarbij alle vleesvarkens het maximale gewicht bereikt hebben. In deze thesis wordt een gemiddeld ventilatiedebiet verondersteld van 25 m3.h-1.vvpl-1 (Demeyer, 2013).

19

Hoofdstuk 1

Figuur 1.4.1: Schematisch verloop van de ventilatiebehoefte [m 3.h-1.vvpl-1] i.f.v. de buitentemperatuur [°C] (Pollet, 2012b). Tabel 1.4.2: Minimale en maximale ventilatienormen i.f.v. de diercategorie en het ventilatiesysteem (Van Gansbeke et al., 2009). Minimale ventilatiebehoefte [m3.h-1.vvpl-1]

Maximale ventilatiebehoefte [m3.h-1.vvpl-1]

Kanaal/deurventilatie

plafondventilatie

Kanaal/deurventilatie

plafondventilatie

23

6

8

20

30

50

11

15

40

55

110

14

20

60

80

Gewicht vleesvarkens [kg]

1.5 Luchtwassers in Vlaanderen Luchtwassers in de landbouw worden in de eerste plaats toegepast om de NH3-emissie van varkensstallen te reduceren. Geur- en stofverwijdering hebben pas de laatste jaren meer aandacht gekregen. In deze sectie worden technische en economische aspecten van luchtwassers toegelicht. 1.5.1

Werkingsprincipe van luchtwassers voor ammoniakverwijdering

De werking van een luchtwasser is gebaseerd op de massaoverdracht van wateroplosbare componenten (zoals NH3) van de gasfase naar de vloeistoffase (Melse & Willers, 2004). Het verschil tussen de NH3-concentratie in de te zuiveren stallucht en het waswater vormt de drijvende kracht voor absorptie (Heynderickx & Van Langenhove, 2011). Een typische luchtwasser bestaat uit een reactor met daarin een filterbed (synthetisch pakkingsmateriaal) met een hoge porositeit en een hoog specifiek oppervlak. Dit pakkingsmateriaal is gemaakt van inerte kunststof om inzakking te voorkomen en een goede waterafvoer te garanderen (figuur 1.5.1) (Van Overbeke et al., 2010). 20

Literatuurstudie

Figuur 1.5.1: Pakkingsmaterialen voor luchtwassers: propyleen in een honingraatstructuur (links) en gedrenkte cellulose (rechts) (Pollet, 2012a).

De stallucht wordt via ventilatoren naar een centraal afzuigkanaal gebracht en vervolgens door de luchtwasser geblazen. Het ventilatiesysteem moet dus in staat zijn om de extra drukval over de luchtwasser te overbruggen. Een goede verdeling van de lucht wordt gerealiseerd door een drukkamer tussen de ventilatoren en de luchtwasser te plaatsen (Van Overbeke et al., 2010). De lengte van de drukkamer moet minstens drie meter bedragen om een homogene luchtstroom in de wasser te verkrijgen (LNE, 2011). De stallucht wordt horizontaal (kruisstroomprincipe) of verticaal (tegenstroomprincipe) door het filterbed gestuurd (figuur 1.5.2). Waswater wordt van bovenaf over het pakkingsmateriaal gesproeid zodat het filterbed vochtig blijft. Door het intensief contact tussen de stallucht en het waswater vindt er massaoverdracht van NH3 plaats van de gasfase naar de vloeistoffase. De lucht wordt als het ware ‘gewassen’ (Melse & Willers, 2004). Het waswater is in de meeste gevallen regenwater waaraan chemicaliën (bij een chemische luchtwasser) of micro-organismen (bij een biologische luchtwasser) zijn toegevoegd. Het waswater wordt gerecirculeerd om het water- en chemicaliënverbruik te minimaliseren. De opgevangen componenten accumuleren in het waswater waardoor het tijdig afvoeren ervan (spuien) en het vervangen ervan door vers water noodzakelijk zijn. Daarnaast treedt er ook verdamping van het waswater op wat resulteert in extra waterverlies (sectie 1.5.6). Tenslotte moet de gezuiverde lucht meestal een druppelvanger passeren om het transport van waterdruppels via de lucht te verhinderen (Van Overbeke et al., 2010).

21

Hoofdstuk 1

Figuur 1.5.2: Schematische weergave van een kruisstroom luchtwasser (links) en een tegenstroom luchtwasser (rechts) (Melse & Willers, 2004).

1.5.2

Luchtzuiveringstechnieken

In deze sectie worden de luchtzuiveringstechnieken besproken die vermeld staan in de S-lijst. Eerst wordt de biologische luchtwasser (S-1) besproken, daarna de chemische luchtwasser (S-2), vervolgens de biofilter (S-3) en tenslotte de combiwasser (combinatie van voorgaande technieken). a) Biologische luchtwasser (S-1) Goed oplosbare componenten in de stallucht, zoals NH3, lossen goed op in de vochtige biofilm en zijn vervolgens beschikbaar voor biologische afbraak (Satter, 1996). Het principe van biologische luchtwassers is gebaseerd op bacteriële conversie, nl. nitrificatie door chemolitho-autotrofe bacteriën: Nitrosomas oxideert NH3 tot nitriet (NO2-) (vgl. 1.5.1) waarna Nitrobacter (Schmidt et al., 2006) NO2verder oxideert tot nitraat (NO3-) (vgl. 1.5.2) (Madigan et al., 2009). Door het verwijderen van NH3 in het waswater wordt het evenwicht in vergelijking 1.5.3 naar rechts verschoven en kan het waswater meer NH3 uit de gasfase opnemen (Melse & Willers, 2004). 3 + NH3(aq) + O2(g) → NO− 2(aq) + H(aq) + H2 O(l) 2

(1.5.1)

1 + + − NO− 2(aq) + H(aq) + H2 O(l) + O2(g) → NO3(aq) + H(aq) + H2 O(l) 2

(1.5.2)

+ − NH3(g) + H2 O(l) ⇌ NH3(aq) + H2 O(l) ⇌ NH4(aq) + OH(aq)

(1.5.3)

Het is belangrijk om het waswater tijdig te verversen om ongewenste accumulatie van NH3 en NO2- in het systeem te voorkomen aangezien deze de nitrificatie inhiberen (Anthonisen et al., 1976). Het spuiwater kan vervolgens opgeslagen worden in de mestopslag of een aparte tank. Voor een optimale

22

Literatuurstudie werking van een biologische luchtwasser zijn volgende condities vereist in het waswater (Scholtens, 1996):  

6,5 < pH < 7,5 0,8 g N.l-1 < [Ntotaal] < 3,2 g N.l-1



0,8 <

[NH+ 4]

− [NO− 2 +NO3 ]

< 1,2 op molaire basis

Soms wordt bij een biologische luchtwasser een denitrificatiebassin geplaatst. Hierbij kan NO3- in anaerobe omstandigheden gedenitrificeerd worden tot stikstofgas (N2) m.b.v. een organische koolstofbron (reactievergelijking 1.5.4) (Zumft, 1997). + ∗ 2NO− 3 + 2H + 10[H] → N2 + 6H2 O *[H]

(1.5.4)

staat voor de reductie-equivalenten uit de oxidatie van de organische koolstofbron

Bij de opstart van de luchtwasser wordt het waswater geënt met actief slib waardoor een bacterieflora of biofilm ontstaat op het pakkingsmateriaal. Een deel van de biomassa is in het waswater gesuspendeerd en wordt afgevoerd bij het spuien (Melse & Willers, 2004). Een opstarttijd van enkele weken is vereist om de bacterieflora te laten ontwikkelen. Om afsterven te voorkomen moeten de bacteriën in de biologische luchtwassers continu gevoed worden met NH3 afkomstig van de stallucht. Anders moet de gehele opstartprocedure overgedaan worden (Van Overbeke et al., 2010). Melse & Ogink (2005) onderzochten de NH3-verwijderingsrendementen van de biologische luchtwassers op vijf varkensbedrijven. De gemiddelde rendementen variëren van 65 tot 90 % met een gemiddelde van 75 %. De laagst gemeten rendementen bij de vijf bedrijven variëren van 5 tot 44 % met een gemiddelde van slechts 24 %. Dus geen van de biologische luchtwassers zou voldoen aan de huidige wetgeving van minimaal 70 % NH3-reductie in Vlaanderen. De oorzaak hiervoor is het gebrek aan goede procescontrole. Melse & Ploegaert (2011) hebben in een recentere studie een biologische luchtwasser opgevolgd met een NH3-verwijderingsrendement van gemiddeld 80 %, variërend tussen 62 en 90 %. Het rendement van biologische luchtwassers kan dus verhoogd worden door een goede procescontrole. b) Chemische luchtwasser (S-2) Aan het waswater van een chemische luchtwasser wordt een zuur toegevoegd waardoor het water een lage pH verkrijgt (pH < 4). Hierdoor zal NH3 in het waswater geprotoneerd worden (figuur 1.2.4 in sectie 1.2.1) waardoor de reactie in vergelijking 1.5.3 naar rechts verschuift. In de praktijk wordt zwavelzuur (H2SO4) gebruikt met de vorming van ammoniumsulfaat ((NH4)2SO4) als zout (vgl. 1.5.5). 2NH3 (aq) + H2 SO4 (l) → 2NH4+(aq) + SO2− 4 (aq)

(1.5.5)

Ammoniak dat opgenomen is in het waswater, zal geprotoneerd worden tot NH4+ waardoor de pH in het waswater toeneemt. Daarom wordt er tijdig H2SO4 toegevoegd om de pH van het waswater terug te doen dalen (Melse & Ogink, 2005; Starmans, 2006). De protonering van NH3 naar NH4+ daalt naarmate de temperatuur en de pH toeneemt, zoals eerder vermeld bij figuur 1.2.4. Doordat het waswater circuleert in de luchtwasser, stijgt de concentratie (NH4)2SO4. Wanneer deze concentratie de maximale oplosbaarheid van 754 g.l-1 (162 g N.l-1) overstijgt, zal deze uitkristalliseren 23

Hoofdstuk 1 op ongewenste plaatsen in de reactor zoals op het pakkingsmateriaal en op de sproeikoppen. Daarom wordt het waswater tijdig gespuid: het wordt afgevoerd en vervangen door vers waswater. De maximale concentratie (NH4)2SO4 in het waswater mag volgens de wetgeving maximaal 2,1 mol (NH4)2SO4.l-1 bedragen of 277 g.l-1 (ca. 60 g N.l-1) (LNE, 2011). Het spuiwater wordt vervolgens opgeslagen in een aparte vloeistofdichte en zuurbestendige opslag. Het mag niet in de mestkelder onder de stal opgeslagen worden die in open verbinding staat met de dieren (in tegenstelling tot de biologische luchtwasser) (LNE, 2011). Een aparte tank is vereist omdat er mogelijk H2S gevormd kan worden. Daarnaast kan er, na menging met mest, ijzersulfaat ontstaan wat vervolgens in de bodem wordt omgezet tot H2SO4 met bodemverzuring en gewasschade als resultaat (Agentschap NL, 2010). Bij het bestuderen van de resultaten van verschillende chemische luchtwassers hebben Melse & Ogink (2005) geconcludeerd dat het NH3-verwijderingsrendement bij een chemische luchtwasser tussen de 90 en 99 % bedraagt met een gemiddelde van 96 % (Melse & Ogink, 2005; Starmans, 2006). Het laagste rendement bedraagt 76 %, waarmee steeds voldaan zou zijn aan de vereiste van minimaal 70 % NH3reductie in Vlaanderen. Naast H2SO4 zou het proces in theorie ook aangezuurd kunnen worden met andere zuren zoals zoutzuur (HCl), HNO3 of organische zuren (bv. azijnzuur). Maar deze zuren zijn duurder dan H2SO4. Daarnaast kan er bij HNO3 giftige nitreuze dampen vrijkomen en wordt het explosieve ammoniumnitraat gevormd. HCl kan dan weer vervluchten en organische zuren kunnen bijdragen tot de geuremissie (Starmans & Melse, 2011). Het beste alternatief voor H2SO4 is volgens Starmans & Melse (2011) citroenzuur doordat het een veilig zuur is met een effectieve werking. Daarnaast kan citroenzuur een belangrijke bijdrage leveren aan de geurverwijdering. Zo wordt het component reeds gebruikt om de oxidatie van trimethylamine in rioolwater te voorkomen en maskeert het onaangename geuren (Cox, 1975). Bovendien bevat het spuiwater geen zwavel waardoor het niet enkel afgezet mag worden op zwavelarme bodems en heeft ammoniumcitraat een hogere oplosbaarheid waardoor het spuivolume gereduceerd wordt. Maar de kostprijs per mol verwijderde NH3 is viermaal hoger dan de kostprijs van H2SO4 (0,04 tegenover 0,01 euro.kg-1 verwijderde NH3). Daarnaast kan een hogere vraag naar het zuur resulteren in een prijsstijging ervan. Er bestaan reeds chemische luchtwassers in de industrie die, omwille van de veiligheid, citroenzuur gebruiken i.p.v. H2SO4 voor de verwijdering van NH3 (Solomon et al., 2001). c) Biofilter (S-3) Hoewel biofilters geen luchtwassers zijn, worden ze hier kort behandeld. In de landbouw worden ze toegepast om stallucht te behandelen, maar dan met de nadruk op het verwijderen van geurcomponenten i.p.v. enkel NH3. Daarnaast zijn ze soms ook terug te vinden bij combiwassers. De biofilter is opgebouwd uit een betonnen constructie met een roostervloer waarop een filterpakket gelegen is bestaande uit organisch dragermateriaal (compost, gedroogd slib, turf, hout, boomschors, kokos, wortelhout of een mengsel van het vorige) waarop micro-organismen groeien (Pollet, 2012a). De stallucht wordt eerst bevochtigd alvorens deze door het biobed gestuurd kan worden om uitdroging ervan te voorkomen en stof in de stallucht te verwijderen. Daarna zullen de afbreekbare componenten in de stallucht, waaronder NH3 en geurcomponenten, afgebroken worden in het biobed. Het organisch 24

Literatuurstudie dragermateriaal is een bron van nutriënten voor de micro-organismen opdat stallucht niet alle vereiste nutriënten bevat (Smet & Deboosere, 1999). De afvoerlucht moet traag (< 0,2 m.s-1) en voldoende lang (> 5 s) doorheen de biofilter gaan. Daarnaast wordt het organisch dragermateriaal verteerd waardoor het regelmatig opgeschud (na zes maanden) en vervangen (na twee jaar) moet worden om zo een sterke stijging van de drukval te voorkomen. Het pakkingsmateriaal moet uniform over de roosters verdeeld worden zodat de stallucht niet ongezuiverd naar buiten kan gaan. Het droge stofgehalte varieert van 40 tot 60 % en de pH van 7 tot 8 (Van Overbeke et al., 2010). d) Combiwasser Bovenstaande luchtzuiveringssystemen beperken zich tot een enkelvoudige reductiestap. Een combiwasser is een meertraps luchtzuiveringssysteem bestaande uit een combinatie van voorgaande luchtzuiveringstechnieken. Hierbij kunnen meerdere verontreinigingen aangepakt worden, nl. NH3, geur en/of stof. Tabel 1.5.1 geeft een overzicht van de enkelvoudige luchtwassers en combiwassers met hun reductie-efficiëntie (Hartung, 2009). Zowel tweetraps als drietraps luchtwassers komen voor in de landbouw (Melse, 2012). Hierbij wordt soms gebruik gemaakt van een natte wasstap. De werking is analoog als bij chemische en biologische wassers met als uitzondering dat het waswater geen extra toegevoegde producten bevat zoals bacteriën of H2SO4. De lijst van Hartung (2009) is verder aangevuld met een drietraps combiwasser van Melse (2012). Tabel 1.5.1: Verschillende luchtzuiveringssystemen en hun geschiktheid in de reductie van NH 3, geur en stof afkomstig van de intensieve veeteelt (Hartung, 2009). De lijst is verder aangevuld met informatie van Melse (2012), aangeduid met [1].

Luchtzuiveringssysteem

Reductie-efficiëntie NH3

Geur

Fijn stof

Biologische luchtwasser

+

+

+

Chemische luchtwasser

++

-

+

-

++

+

++ +/++ ++

+/++ ++ +

++ ++ ++ ++

+ +++ +++

++ +++ ++

+++ +++ +++

Biofilter Combiwasser – tweetraps  Natte wasser & chemische wasser  Natte wasser & biofilter  Chemische wasser & biofilter  Chemische wasser & biologische wasser Combiwasser – drietraps  Natte wasser & natte wasser & biofilter  Natte wasser & chemische wasser & biofilter  Natte wasser & chemische wasser & biologische wasser[1] Legende: -: +/- : +: ++ : +++:

niet geschikt conditioneel geschikt geschikt goede reductie zeer goede reductie

25

Hoofdstuk 1 Figuur 1.5.3 geeft een schematische weergave van een drietraps combiwasser waarbij stof, NH3 en geur verwijderd worden uit de stallucht door achtereenvolgens een natte wasser, een chemische wasser en een biofilter. De NH3-reductie bedraagt 99 % en de reductie van fijn stof 90 %. Belangrijk hierbij is dat deze waarden gemeten zijn in de winter waardoor de luchtwasser niet maximaal belast werd (Aarnink et al., 2007). De geurreductie is niet gemeten maar Trevi nv, een bedrijf dat o.a. biofilters plaatst, meldt dat de geurreductie 90 % bedraagt voor een biofilter (Smet, 2012).

biofilter

chemische wasser

natte wasser

Figuur 1.5.3: Schematische weergave van een drietraps combiwasser waarbij stof, NH3 en geur verwijderd worden uit de stallucht (Aarnink et al., 2007).

In Duitsland wordt vaak een luchtwasser (NH3- & stofreductie) gecombineerd met een biofilter (geurreductie). Hierdoor worden belangrijke nadelen van een alleenstaande biofilter weggewerkt (Melse et al., 2008):    

Veel NH3 is reeds verwijderd waardoor de micro-organismen in de biofilter niet geïnhibeerd worden door hoge concentraties NO2- en NO3-; Het vochtgehalte in het biomateriaal moet steeds voldoende hoog zijn. Via de luchtwasser wordt de ingaande stallucht waterverzadigd waardoor uitdroging wordt tegengegaan; Stof doet het biomateriaal in de biofilter verstoppen, resulterend in een hoge drukval. Via een luchtwasser wordt het stof met 90 % gereduceerd waardoor de stofbelasting sterk daalt; Doordat de COD-belasting gereduceerd wordt via de luchtwasser, kan de dikte van het biomateriaal gereduceerd worden, resulterend in een lagere drukval.

Aan een combiwasser zijn echter ook nadelen verbonden. De investerings- en operationele kosten zijn groter t.o.v. enkelvoudige luchtwassers door de grotere drukval, de grotere waterrecirculatie en het toenemend waterverbruik. Daarnaast kan het zuur van de tweede stap ook naar de derde stap gaan (zuurdoorbraak) waardoor geurreducerende micro-organismen geïnhibeerd worden door een lage pH. 1.5.3

Invloedsfactoren

Het massatransport van een component van de gasfase naar de vloeistoffase is afhankelijk van de oplosbaarheid van een verbinding, de concentratiegradiënt, het contactoppervlak en de contacttijd 26

Literatuurstudie tussen de gasen vloeistoffase (Melse & Ogink, 2005). De invloed van deze parameters worden hieronder beschreven, met NH3 als voorbeeld. Daarnaast is de concentratie in de vloeistoffase ook afhankelijk van de snelheid waarmee de verbindingen worden afgevoerd door eventuele microbiële afbraak en afvoer met het spuiwater. a) Oplosbaarheid Indien een component een hoge oplosbaarheid heeft, zoals NH3, kan steeds een grote hoeveelheid ervan getransporteerd worden van de gasfase naar de vloeistoffase. Bij een evenwichtssituatie wordt dit uitgedrukt door de Henry-coëfficiënt (sectie 2.2). Reactievergelijking 1.5.3 in sectie 1.5.2 geeft het evenwicht weer van NH3 uit de stallucht naar het waswater. b) Concentratiegradiënt De massaoverdrachtssnelheid van een component tussen de gasen de vloeistoffase is recht evenredig met de heersende concentratiegradiënt tussen beide fasen. De NH3-concentratie in de ingaande stallucht kan bepaald worden op basis van het aantal aanwezige dieren in de stal of via metingen. De NH3-concentratie in de vloeistoffase is afhankelijk van de wateroplosbaarheid van NH3, de spuifrequentie, de pH (toegepast bij chemische luchtwassers) en de transformatie naar andere componenten (toegepast bij biologische luchtwassers). Aangezien NH3 goed oplosbaar is in water, levert de overdracht van het component naar de waterfase weinig problemen op (Melse & Ogink, 2005). c) Grootte van het contactoppervlak Vervolgens is de grootte van het contactoppervlak van belang. Een groot contactoppervlak voorziet een hoog massatransport en kan dus resulteren in een hoge reductie van de component in de stallucht per tijdseenheid. De grootte van het contactoppervlak is afhankelijk van het specifiek oppervlak van het pakkingsmateriaal (typisch 100 – 170 m2 oppervlak.m-3 reactor) en de bevochtiging ervan (Melse & Willers, 2004; Melse & Ogink, 2005). d) Contacttijd De contacttijd tussen de gasfase en de vloeistoffase wordt uitgedrukt als de verblijftijd van lucht bij een lege reactor (empty bed air residence time of EBRT). Deze wordt bekomen door het volume van de reactor te delen door het luchtdebiet. De contacttijd moet vnl. bij slecht wateroplosbare componenten lang genoeg zijn om een efficiënte massaoverdracht te verkrijgen, aangezien de massaoverdrachtssnelheid klein is. Ook duidt een lange contacttijd meestal op een relatief hoge ratio waterdebiet/gasdebiet (Melse & Ogink, 2005).

27

Hoofdstuk 1 1.5.4

Overige reducties

a) Geur Veel geurcomponenten in stallucht, zoals skatool en capronzuur, zijn slecht oplosbaar in water waardoor de overdracht naar de vloeistoffase een probleem vormt bij de afbraak. In deze sectie wordt het geurverwijderingsrendement besproken van biologische en chemische luchtwassers. Biologische luchtwasser Alvorens de geurcomponenten afgebroken kunnen worden door de micro-organismen, moeten ze oplossen in het waswater. Componenten die moeilijk oplossen in water, zullen slechts in lage concentraties in het waswater voorkomen waardoor verdere verwerking bemoeilijkt wordt. In de biologische luchtwasser is een microbiële gemeenschap aanwezig, waaronder ook bacteriën die geurcomponenten als substraat kunnen gebruiken. Deze breken in een tweede stap de geurcomponenten af waardoor de geuremissie daalt. Zowel de eerste stap (massaoverdracht van de gasfase naar de vloeistoffase) als de tweede stap (bacteriële conversie) kunnen limiterend zijn (Deshusses & Johnson, 2000). Er is een groot potentieel om de geuremissie te verlagen in biologische luchtwassers dankzij de goede samenstelling van de stallucht: organische componenten zoals azijnzuur, fenol en indool kunnen dienen als koolstofbron en NH3 als stikstofbron (Ullman, 2005). In tabel 1.5.2 staan de geurverwijderingsrendementen, gemeten bij biologische luchtwassers in varkensstallen, afkomstig van verschillende onderzoeken. Het rendement varieert van 37 tot 89 %. Tabel 1.5.2: Overzicht van verschillende geurverwijderingsrendementen met standaardafwijking σ bij een aantal biologische luchtwassers. Bron

Rendement(en) [%]

σ [%]

Mol & Ogink (2002)

37 – 51

22 – 34

Melse & Mol (2004)

49

8

61 – 89

1,1 – 9,3

85

6

Lais (1996) Groenestijn & Kraakman (2005)

De hogere rendementen van Lais (1996) en Groenestijn & Kraakman (2005) kunnen te wijten zijn aan een betere procescontrole zoals het verhinderen van de accumulatie van NH3 en NO2- want deze componenten verlagen de efficiëntie van de geurreducerende bacteriën. Mol & Ogink (2002) hebben in hun onderzoek geconstateerd dat slechts 20 % van de spreiding veroorzaakt wordt door de relatief grote spreiding die gepaard gaat met de olfactometrische bepaling van geurconcentraties. 80 % van de spreiding wordt veroorzaakt door de luchtwasser zelf, wat duidt dat er bij veel commerciële biologische luchtwassers zeker nog progressie gemaakt kan worden. Echter dient opgemerkt te worden dat het ventilatiedebiet en het hygiënemanagement op het bedrijf een belangrijke invloed hebben op de geurconcentratie van de ingaande stallucht en dus ook op het geurverwijderingsrendement. Chemische luchtwasser De lage pH in de luchtwasser verhindert de kolonisatie van micro-organismen op het pakkingsmateriaal die mogelijk geurcomponenten kunnen afbreken (Melse, 2012). Het geurverwijderingsrendement in 28

Literatuurstudie een chemische luchtwasser is enerzijds afhankelijk van de oplosbaarheid van de geurcomponenten in de vloeistoffase en de spuifrequentie. Melse & Ogink (2005) hebben geconcludeerd dat, in tegenstelling tot NH3, de meeste geurcomponenten niet of slecht opgenomen worden door het zure waswater. Anderzijds wordt in de chemische luchtwasser wel stof gereduceerd waardoor toch in zekere mate geurverwijdering plaatsvindt (sectie 1.5.4). De gemiddelde geurverwijderingsrendementen op twee gemeten locaties bedragen slechts 29 en 34 % waarbij ook een grote variatie optreedt: het laagste rendement is 3 %, het hoogste 51 % (Melse & Ogink, 2005). b) Fijn stof Fijn stof (PM10 en PM2,5) wordt gezien als een van de belangrijkste luchtverontreinigende stoffen die een negatief effect hebben op de gezondheid. De veeteelt in het algemeen is een bron van fijn stof door de voederactiviteit, ingedroogde uitwerpselen, ligmateriaal, huid- en haarschilfers, bouwmaterialen, insecten en micro-organismen. In 2011 bestond de totale stofproductie afkomstig van de varkenssector (2794 ton) uit 44 % PM10 (1242 ton) en 11 % PM2.5 (300 ton) (Overloop, 2013). Stof in het algemeen wordt uitgewassen door het waswater wat resulteert in een reductie van 90 % (σ = 29) (Aarnink et al., 2004; Melse & Willers, 2004). Bij chemische en biologische luchtwassers is een reductie van fijn stof vastgesteld van respectievelijk 35 % en 60-75 % (InfoMil, 2011a). Een combiwasser heeft een PM10-reductie van ≥ 90 % doordat de lucht meermaals gewassen wordt (Aarnink et al., 2007). In sectie 1.3.4 is reeds het verband aangehaald met geur en NH3. c) Broeikasgassen Girard et al. (2012) bestudeerden het effect van een biologische luchtwasser op de concentraties CH4, CO2 en lachgas (N2O) in de uitgaande stallucht. De oorspronkelijke concentraties van de stallucht voor CH4, CO2 en N2O bedragen respectievelijk 2 – 10 ppm, 1000 – 1700 ppm en < 1 ppm. Er werd geen daling van deze concentraties vastgesteld bij de passage doorheen de luchtwasser. De oorzaak hiervan is de lage oplosbaarheid van deze componenten in water (Melse & Willers, 2004). Bij een stikstofbalans hebben Melse & Ploegaert (2011) geconstateerd dat 25 % van de uit de lucht verwijderde NH3-N bij een biologische luchtwasser niet meer teruggevonden wordt in het spuiwater. Daarbij is een stijgende N2O-concentratie van 70 % (van 0,45 naar 0,76 ppm) vastgesteld in de stallucht bij het verlaten van de luchtwasser. Dit komt neer op 16 % van de verloren stikstof of 4 % van de ingaande NH3-N dat omgezet wordt tot N2O-N. Een deel van de ingaande NH3 bij een biologische luchtwasser wordt dus omgezet tot N2O en N2 via nitrificatie en/of denitrificatie. Tenslotte zorgen luchtwassers voor een hoger elektriciteitsverbruik (extra drukval, waterrecirculatie en monitoring) waardoor er sprake is van een indirecte CO2-emissie van 0,67 kg CO2-equivalent.kWh-1 (Melse & Willers, 2004). 1.5.5

Investeringskosten

In deze sectie worden de investeringskosten van een chemische luchtwasser, via eenvoudige berekeningen, kort toegelicht en vergeleken met de kosten van een biologische en combiwasser. De investeringskosten zijn enerzijds afkomstig van de luchtwasinstallatie zelf en anderzijds van de 29

Hoofdstuk 1 meerkost bij het plaatsen van een ventilatiesysteem met een centraal afzuigkanaal tegenover een klassiek compartimentspecifiek ventilatiesysteem. Voor de berekening wordt een chemische luchtwasser beschouwd dat geplaatst is bij een nieuwbouwstal met 3000 vleesvarkensplaatsen. De kostprijs van de luchtwasinstallatie bedroeg 84 740 euro (Vanthillo, 2013) , wat neerkomt op 28,2 euro.vvpl-1. Tabel 1.5.3 geeft de kosten weer van de verschillende onderdelen. Hieruit blijkt dat tegenwoordig ook veel geïnvesteerd wordt in de procescontrole van de luchtwasser. Tabel 1.5.3: Installatiekosten van de chemische luchtwasser bij een nieuwbouwstal van 3000 vleesvarkens (Vanthillo, 2013). Prijs [euro] Luchtwasser

54 600

Procescontrole Zuurtank 4 m

10 700

3

8 855

Luchtcompressor

585

Opslag spuiwater

10 000

Totaal

84 740

In de literatuur variëren de totale investeringskosten tussen 32,8 en 42 euro.vppl-1 met een gemiddelde van 37,4 euro.vvpl-1 (zie bijlage B.3). Als de kosten in tabel 1.5.3 hiervan afgetrokken worden, blijft er 9,1 euro.vvpl-1 over of 27 460 euro voor de volledige nieuwbouwstal. Dit bedrag wordt vervolgens toegekend aan de meerkost voor het ventilatiekanaal en de grotere ventilatoren. Volgens de zaakvoeder van het bedrijf is dit een goede inschatting (Vanthillo, 2013). Tabel 1.5.4 geeft een mogelijke afschrijvingskost weer van een chemische luchtwasser. Het bedrag wordt afgeschreven volgens de lineaire methode, nl. elk jaar eenzelfde bedrag (11 220 euro). De afschrijvingsduur bedraagt 10 jaar aan een rente van 6 %, net zoals bij Melse en Millers (2004). In totaal bedraagt de interest 33 660 euro (1,1 euro.vvpl-1.jaar-1 of 0,45 euro.kg-1 verwijderde NH3). Dit verhoogt de totale investeringskost tot 145 860 euro (4,9 euro.vvpl-1.jaar-1 of 1,9 euro.kg-1 verwijderde NH3). Tabel 1.5.4: Afschrijvingskost van de chemische luchtwasser.

30

Jaar

Afschrijving [euro]

Interest [euro]

Begin [euro]

1

11220,00

6395,40

112200,00

100980,00

17615,40

2 3

11220,00

5722,20

100980,00

89760,00

16942,20

11220,00

5049,00

89760,00

78540,00

16269,00

4 5

11220,00

4375,80

78540,00

67320,00

15595,80

11220,00

3702,60

67320,00

56100,00

14922,60

6 7

11220,00

3029,40

56100,00

44880,00

14249,40

11220,00

2356,20

44880,00

33660,00

13576,20

8 9

11220,00

1683,00

33660,00

22440,00

12903,00

11220,00

1009,80

22440,00

11220,00

12229,80

10

11220,00

336,60

11220,00

0,00

11556,60

Totaal

112200,00

33660,00

Einde [euro] Totale kost [euro]

145860,00

Literatuurstudie Melse & Willers (2004) berekenden de investeringskosten van een chemische en biologische luchtwasser. Daaruit volgde dat de chemische luchtwasser (32,7 euro.vvpl-1) in het algemeen goedkoper was dan de biologische luchtwasser (43,5 euro.vvpl-1). Vanuit het gezond verstand geredeneerd is dit vreemd aangezien de biologische luchtwasser geen zuurtank en opslag van het spuiwater nodig heeft. Dit wordt ook bevestigd uit een latere studie van DLV en Wageningen UR Livestock Research waarbij de gemiddelde investeringskost van een biologische en chemische luchtwasser respectievelijk 32 en 46 euro.vvpl-1 bedragen. Verder wordt in de studie een grote variatie vastgesteld in de investeringskost, nl. 16 tot 100 euro.vvpl-1 (Zeewuster & Snel, 2012). Vermoedelijk is dit enerzijds afhankelijk van de leverancier en anderzijds van de schaalgrootte (hoe groter, hoe meer de investeringskosten gespreid worden). Tenslotte berekenden Melse et al. (2008) de investeringskost voor het plaatsen van een combiwasser. Deze bedraagt 50,3 euro.vvpl-1 en is hiermee in het algemeen duurder dan de chemische en biologische luchtwasser. 1.5.6

Operationele aspecten

In deze sectie worden de verschillende operationele aspecten besproken die gerelateerd zijn aan chemische en biologische luchtwassers. Eerst wordt een gemiddeld NH3-verwijderingsrendement bepaald dat ook van belang is voor de andere berekeningen. Vervolgens wordt het zuurverbruik bij chemische luchtwassers toegelicht. Daarnaast wordt het waterverbruik berekend op basis van gegevens uit de literatuur. Ook wordt de drukval en het energieverbruik van een luchtwasser besproken. Tenslotte wordt de monitoring van de luchtwasser en de controle door de overheid toegelicht. Resultaten worden vnl. uitgedrukt per vleesvarkensplaats per jaar of per kg verwijderde NH3, alsook per jaar voor een vleesvarkensstal met 3000 vleesvarkensplaatsen. a) Gemiddeld ammoniakverwijderingsrendement Het NH3-verwijderingsrendement moet steeds ≥ 70 % zijn (LNE, 2011). Het maximale ventilatiedebiet bedraagt 60 m3.h-1.vvpl-1 terwijl het gemiddeld ventilatiedebiet 25 m3.h-1.vvpl-1 (sectie 1.4.2) bedraagt of slechts 42 % van het totaal. Als bij 60 m3.h-1.vvpl-1 een verwijderingsrendement van 70 % wordt verondersteld en bij 0 m3.h-1.vvpl-1 100 % en er is een lineair verband tussen het ventilatiedebiet en het verwijderingsrendement, dan bedraagt het gemiddelde NH3-verwijderingsrendement 87,5 %. Daarom wordt voor een chemische luchtwasser een NH3-verwijderingsrendement van 90 % verondersteld. In de literatuur bereikt de biologische luchtwasser zelden zo’n hoog verwijderingsrendement. Daarom wordt hiervoor een NH3-verwijderingsrendement van 80 % verondersteld. b) Zuurverbruik bij chemische luchtwassers Voor de omvorming van NH3 tot NH4+ wordt H2SO4 gebruikt met de vorming van het zout (NH4)2SO4. Via onderstaande gegevens kan het zuurverbruik ook gekwantificeerd worden:   

Om 1 mol NH3 te protoneren is 0,5 mol H2SO4 vereist MH2 SO4 = 98,08 g. mol−1 (Perry & Green, 1984) (molaire massa van zwavelzuur) MNH3 = 17,03 g. mol−1 (Perry & Green, 1984) (molaire massa van ammoniak)

31

Hoofdstuk 1 

ρ98% H2 SO4 = 1841 kg. m−3 (Perry & Green, 1984) (dichtheid van aquatisch mengsel met 98 % H2SO4 bij 15 °C en 1 atm).

Om 1 kg NH3 te verwijderen is dus 2,88 kg H2SO4 vereist. De NH3-productie bedraagt 2,8 kg.vvpl-1.jaar1 (zie 1.2.1) en het gemiddelde NH3-verwijderingsrendement bedraagt 90 % (zie hierboven), wat neerkomt op een zuurverbruik van 7,3 kg H2SO4.vvpl-1.jaar-1. Voor een stal met 3000 vleesvarkensplaatsen komt dit neer op een verbruik van 22 ton H2SO4 per jaar of 12 m3 H2SO4. De kostprijs van H2SO4 varieert sterk: van 0,09 tot 0,38 euro.l-1 met een gemiddelde kostprijs van 0,20 euro.l-1 (Schellekens, 2010). Indien 0,20 euro.l-1 genomen wordt, komt dit neer op een kostprijs van 0,32 euro.kg-1 verwijderde NH3 of 0,80 euro.vvpl-1.jaar-1 (ongeveer 7500 euro bij 3000 vleesvarkensplaatsen). c) Waterverbruik Het gebruik van water staat centraal in een luchtwasser om NH3, fijn stof en geurcomponenten uit de stallucht te verwijderen. In deze sectie wordt het waterverbruik van chemische en biologische luchtwassers in kaart gebracht en de processen die hierop een invloed hebben. Het waterverbruik wordt uitgedrukt per vleesvarkensplaats of per kg verwijderde NH3. Biologische luchtwasser Het spuidebiet (Qspui), uitgedrukt in m3.vvpl-1.jaar-1, is afhankelijk van de hoeveelheid NH3 die per tijdseenheid de luchtwasser passeert, het NH3-verwijderingsrendement en de gewenste stikstofconcentratie in het spuiwater. Het spuidebiet bij een biologische luchtwasser zonder denitrificatiestap kan berekend worden via vergelijking 1.5.6 (Melse & Willers, 2004): Q spui =

ηNH3 100 ∙ MN Nspui MNH3

PNH3 ∙

(1.5.6)

De stikstofconcentratie in het waswater moet gelegen zijn tussen 0,8 en 3,2 g N.l-1 (Scholtens, 1996). Stel dat de concentratie van het spuiwater (Nspui) 3,2 g N.l-1 bedraagt om het spuidebiet zo laag mogelijk te houden. Het gemiddelde NH3-verwijderingsrendement (ηNH3 ) bedraagt gemiddeld 80 % en de NH3productie (PNH3 ) 2,8 kg NH3.vvpl-1.jaar-1. Het berekende spuidebiet (Qspui) bedraagt dan 0,58 m3.vvpl1 .jaar-1 of 0,26 m³.kg-1 verwijderde NH3. Een te groot spuidebiet resulteert in een te grote afvoer van biomassa terwijl een te klein spuidebiet resulteert in een accumulatie van NH4+, NO2- en NO3- en bijgevolg inhibitie van de micro-organismen. Als nitrificatie wordt gevolgd door denitrificatie, wordt een deel van de stikstof uit het waswater verwijderd waardoor het waterverbruik sterk gereduceerd wordt (Melse & Willers, 2004). De spuiproductie zou hierdoor gereduceerd worden tot 10 % van de oorspronkelijke hoeveelheid (Vlaamse overheid, 2011). De kostprijs van het afvoeren van spuiwater is gebaseerd op de kostprijs van de mestafzet. In de twee belangrijkste concentratiegebieden, West-Vlaanderen en Noorderkempen, bedraagt de kostprijs voor de mestafzet respectievelijk 16 en 17 euro.ton-1 mest (Departement Landbouw en Visserij, 2013). De dichtheid van mest bedraagt 1,0∙103 kg.m-3 (VLM, 2011a). Daarom wordt een kostprijs voor het afvoeren van spuiwater op 16,5 euro.m-3 gezet. Dit komt neer op een kostprijs van 9,5 euro.vvpl-1.jaar1 of 4,2 euro.kg-1 verwijderde NH3 (ongeveer 29 000 euro bij een stal met 3000 vleesvarkensplaatsen). 32

Literatuurstudie Chemische luchtwasser Het spuidebiet bij een chemische luchtwasser wordt bepaald met vergelijking 1.5.7 (Melse & Willers, 2004): Q spui

ηNH PNH3 ∙ 1003 = MNH3 ∙ S ∙ 2

(1.5.7)

De maximale oplosbaarheid van (NH4)2SO4 (Smax) bedraagt 5,8 mol.l-1 (25 °C). Maar om kristallisatie in het pakkingsmateriaal en in de sproeikoppen te allen tijde te voorkomen, wordt de maximaal toegestane concentratie (NH4)2SO4 (S) verlaagt tot 2,1 mol.l-1 (LNE, 2011). Bij een NH3verwijderingsrendement (ηNH3 ) van 90 % en een NH3-productie (PNH3 ) van 2,8 kg NH3.vvpl-1.jaar-1 bedraagt het spuidebiet (Qspui) 0,035 m3.vvpl-1.jaar-1 of 0,014 m3.kg-1 verwijderde NH3. Indien de kostprijs van het afvoeren van spuiwater ook ongeveer hetzelfde is als deze van de mestafzet (16,5 euro.m-3), komt dit neer op een kostprijs van 0,58 euro.vvpl-1.jaar-1 of 0,23 euro.kg-1 verwijderde NH3 (ongeveer 1700 euro bij 3000 vleesvarkensplaatsen). Het spuidebiet bij een chemische luchtwasser bedraagt per kg verwijderde NH3 bijna 20 keer minder dan bij een biologische luchtwasser doordat de stikstofconcentratie in het spuiwater 20 keer groter mag zijn. Dit heeft een grote invloed op de totale operationele kosten (zie tabel 1.5.6). Verdampingsverliezen Melse & Willers (2004) melden een verdampingsverlies van 1,3 g water.m-3 stallucht. Daarbij wordt verondersteld dat de temperatuur in de luchtwasser daalt van 20 °C naar 15 °C en dat de RV stijgt van 60 % naar 80 %. Maar via een controle van bovenstaande gegevens met het Mollierdiagram wordt een ander resultaat bekomen, nl. een netto verdampingsverlies van ongeveer -0,1 g water.m-3. Volgens deze redenering zou er dus meer water uit de stallucht verwijderd worden dan dat er verdampt zou worden uit de buffertank, wat in de praktijk onjuist is. Daarom wordt het verdampingsverlies berekend vanuit eigen berekeningen. Via sectie 1.4.1 is geweten dat de gemiddelde insteltemperatuur 22,4 °C bedraagt en de gemiddelde RV 65 %. Mosquera et al. (2007), Mosquera et al. (2011) en Melse et al. (2012) stelden in hun experimenten vast dat de stalluchttemperatuur met 3 tot 5 °C daalt bij de passage van de stallucht doorheen de luchtwasser. Daarom wordt een temperatuurdaling van 4 °C verondersteld tot 18,4 °C. Daarnaast neemt de RV steeds toe tot 100 %. Via vergelijking 2.3.4 (sectie 2.4.3) en vergelijkingen 2.3.3 en 2.3.2 wordt een verdampingsverlies van 2,7 g water.m-3 stallucht bekomen, m.a.w. per m3 stallucht dat de luchtwasser passeert, gaat 2,7 g water van de vloeistoffase naar de gasfase. Maar er dient opgemerkt te worden dat, indien verondersteld wordt dat de temperatuur daalt met 5 °C, het verdampingsverlies daalt tot 1,8 g water.m-3 (-33 % t.o.v. 4 °C). Via sectie 1.4.1 is geweten dat het gemiddeld ventilatiedebiet van een vleesvarkensstal 25 m3.h-1.vvpl1 bedraagt. Hierdoor bedraagt het verdampingsverlies voor een luchtwasser jaarlijks 0,60 m3.vvpl-1. Combiwasser De combiwasser, bestaande uit een natte wasstap en een biologische wasstap (sectie 1.5.2), kan handig gebruik maken van dit verdampingsproces om het spuidebiet sterk te reduceren t.o.v. een ééntraps biologische luchtwassers. Het spuiwater van de biologische wasstap (3,2 g N.l-1) kan namelijk gebruikt worden bij de natte wasstap. Dit kan enerzijds via een watergordijn (zonder 33

Hoofdstuk 1 pakkingsmateriaal) of via een natte wasser (met pakkingsmateriaal). De warme stallucht passeert vervolgens eerst het gespuide waswater van de biologische trap waaraan het water onttrekt. Hierdoor verkleint het waswatervolume en verhoogt het de stikstofconcentratie in het waswater. Bovendien wordt stof uit de stallucht gehaald alvorens deze de biologische wasstap ingaat. Afhankelijk van het systeem kan de spuireductie oplopen tot 90 % (InfoMil, 2011a), wat neerkomt dat de uiteindelijke stikstofconcentratie 32 g N.l-1 bedraagt t.o.v. 3,2 g N.l-1. Dit resulteert in een sterke reductie van de operationele kosten aangezien de afvoer van spuiwater typisch een belangrijke kost is bij biologische luchtwassers (tabel 1.5.6). Ook kan het spuiwater van de biologische wasstap gebruikt worden bij de chemische wasstap, waarbij de stikstofconcentratie dan mag oplopen tot 59 g N.l-1 (LNE, 2011). Totaal waterverbruik Het totale waterverbruik van de luchtwasser is de som van het spuidebiet en het verdampingsverlies. Bij een biologische luchtwasser komt dit neer op 1,2 m3.vvpl-1.jaar-1 of 0,53 m3.kg-1 verwijderde NH3 (ongeveer 3500 m3 bij 3000 vleesvarkensplaatsen). Bij een chemische luchtwasser bedraagt het waterverbruik 0,64 m3.vvpl-1.jaar-1 of 0,25 m3.kg-1 verwijderde NH3 (ongeveer 1900 m3 bij 3000 vleesvarkensplaatsen). Het aandeel water dat verdampt in de biologische en chemische luchtwasser bedraagt respectievelijk 51 en 94 % van het totale waterverbruik. Door dit grote aandeel verkleint het verschil tussen waterverbruik bij een chemische en biologische luchtwasser: het waterverbruik van een chemische luchtwasser is slechts 46 % kleiner t.o.v. een biologische luchtwasser terwijl het spuidebiet 94 % kleiner is. De kostprijs van het water bedraagt 1 euro.m-3 water. Bij een stal met 3000 vleesvarkensplaatsen bedraagt de kostprijs vervolgens 3500 en 1900 euro per jaar voor respectievelijk een biologische en chemische luchtwasser. d) Drukval De drukval bij een luchtwasser is afhankelijk van verschillende factoren: pakkingsmateriaal, aanstroomoppervlak, ventilatiedebiet en stofophoping. Een dikker pakkingsmateriaal resulteert in een grotere drukval omdat de lucht een langere afstand in de pakking moet afleggen. Vervolgens resulteert een kleiner aanstroomoppervlak of een groter ventilatiedebiet in een grotere snelheid van de stallucht doorheen de luchtwasser, waardoor de drukval toeneemt. Figuur 1.5.4 geeft de drukval weer i.f.v. de ventilatiecapaciteit, die vervolgens recht evenredig is aan de luchtsnelheid. Anderzijds halveert de snelheid indien het aanstroomoppervlak verdubbelt, wat gelijk is aan een halvering van de ventilatiecapaciteit. Algemeen wordt gesteld dat luchtwassers typisch een drukval hebben van 15 tot 75 Pa (Vonk et al., 2012). Maar deze kan snel oplopen tot 250 Pa door een grote stofvervuiling van het pakkingsmateriaal (Zeewuster & Snel, 2012). Stof kan namelijk accumuleren in het pakkingsmateriaal wat leidt tot verstopping ervan. Daarom moet het pakkingsmateriaal en de buffertank minstens eentot tweemaal per jaar gereinigd worden om grote drukvallen tegen te gaan. Naast stofaccumulatie kan ook bacteriële groei bij biologische luchtwassers leiden tot verstopping (Melse & Ogink, 2005).

34

Literatuurstudie

Figuur 1.5.4: Percentage draaiuren bij verschillende ventilatiecapaciteiten bij een vleesvarkensstal, gespreid over een jaar en de drukval i.f.v. de ventilatiecapaciteit bij een chemische luchtwasser (𝛈𝐍𝐇𝟑 = 𝟕𝟎 %) van S.air. De maximale ventilatiecapaciteit bedraagt 65 m3.h-1.vvpl-1 (Konings, 2007).

e) Energieverbruik Het energieverbruik van een chemische en biologische luchtwasser zijn ongeveer gelijk. Enerzijds is er het elektriciteitsverbruik van de waterpomp die zorgt voor waterrecirculatie waardoor het pakkingsmateriaal continu bevochtigd wordt. Anderzijds vraagt het ventilatiesysteem meer elektriciteit doordat het extra belast wordt met de drukval van de luchtwasser. De toename van het energieverbruik bij een landbouwbedrijf te wijten aan de luchtwasser bedraagt ca. 50 kWh.vvpl-1.jaar1 (Vrielink et al., 1997). Indien de kostprijs 0,11 euro.kWh-1 (Melse & Willers, 2004) bedraagt, komt dit neer op 5,5 euro.vvpl-1.jaar-1 of 2,5 en 2,2 euro.kg-1 verwijderde NH3 voor respectievelijk een biologische en chemische luchtwasser (16 500 euro bij 3000 vleesvarkensplaatsen). Het energieverbruik is ook afhankelijk van het type luchtwasser: een pomp die het waswater continu over het pakkingsmateriaal pompt heeft een groter verbruik dan een pomp die dit slechts periodiek (bv. een minuut per 20 minuten) doet (InfoMil, 2012b).

35

Hoofdstuk 1 f)

Monitoring

Monitoring van de luchtwasser is belangrijk om het hele proces optimaal te laten verlopen. Enerzijds moet het NH3-verwijderingsrendement te allen tijde behouden blijven, anderzijds moet het energie-, water- en zuurverbruik zo laag mogelijk blijven. Bij biologische luchtwassers mogen de concentraties NH3 (aq) en salpeterigzuur (HNO2 (aq)) niet te hoog zijn om inhibitie van bacteriën in de luchtwasser te voorkomen. Bij chemische luchtwassers mag de concentratie (NH4)2SO4 niet te hoog worden om op die manier verstopping van het pakkingsmateriaal door kristallisatie te voorkomen (sectie 1.5.2). Om bovenstaande problemen te vermijden moet het waswater op regelmatige tijdstippen gespuid worden. Spuien kan via drie verschillende methoden gecontroleerd worden: 





De eerste methode is spuien op tijdsbasis: telkens als een vaste periode verstreken is wordt het waswater gespuid. Deze methode wordt eerder toegepast bij de eerste generatie biologische luchtwassers. Een groot nadeel hierbij is de variatie in NH3-toevoer en een wisselend ventilatiedebiet, resulterend in een variabele stikstofconcentratie in het spuiwater (Melse & Ploegaert, 2011). De tweede methode is op basis van het aantal keer aanzuren en wordt regelmatig toegepast bij chemische luchtwassers. Het spuien gebeurt nadat het waswater vijfmaal aangezuurd was om de pH terug te doen dalen (InfoMil, 2006). Met deze methode kan de variatie in NH3toevoer opgevangen worden. De derde methode is spuien op basis van een meting die een maat is voor de aanwezige NH3concentratie. Bij de huidige generatie luchtwassystemen gebeurt dit meestal op basis van de elektrische geleidbaarheid (EC). Een hogere concentratie stikstofcomponenten resulteert in een hogere EC. Wanneer deze hoger wordt dan de ingestelde maximumwaarde, wordt het waswater gespuid. Voornamelijk bij biologische luchtwassers is deze methode zeer nuttig, aangezien het stikstofgehalte binnen de nauwe grens van 0,8 en 3,2 g N.l-1 moet blijven om een optimale werking van de micro-organismen te verzekeren (Melse & Ploegaert, 2011).

Bij een chemische luchtwasser is een lage pH steeds vereist om NH3 uit de stallucht te verwijderen. Bij Uniqfill (2012) wordt het waswater telkens opnieuw aangezuurd bij een pH van 4 tot een pH van 1,5. Maar de exacte waarde kan afhankelijk van de leverancier verschillen (Vonk et al., 2012). Bij moderne chemische luchtwassers kan de landbouwer tegenwoordig beroep doen op opvolging via een PLC of programmable logic controller dat voorzien is van een GPRS-connector. Hierdoor is het mogelijk om de luchtwasser op afstand te besturen. Een voorbeeld hiervan is de CBlogic® van CBgroep waarbij druk, pH, geleidbaarheid en temperatuur gemeten worden, samen met het waterverbruik en de hoeveelheid spuiwater (CBgroep, 2012). g) Controle door de overheid De Vlaamse overheid verplicht de eigenaar een wekelijkse controle uit te voeren op pH, waterverdeling over het pakkingsmateriaal, spuiwaterdebiet en ventilatiedebiet. Afhankelijk van het ventilatiedebiet en de dimensionering van de luchtwasser kan de verblijftijd van de stallucht bepaald worden. Ook moet een halfjaarlijkse analyse van het waswater gebeuren (Collard, 2009). Veehouders met een 36

Literatuurstudie chemische luchtwasser moeten, naast de algemene controles, ook het zuurverbruik en de zuurdoseerinstallatie wekelijks controleren (Collard, 2009). In 2009 werden in Nederland 63 luchtwassers bezocht door Servicepunten Handhaving. Daaruit bleek dat in 21 % van de gevallen geen luchtwasser aanwezig was, van de geplaatste luchtwassers 22 % niet operationeel was, 41 % anders dan vergund was en 74 % van de in werking gestelde luchtwassers niet in orde was met alle voorschriften (Servicepunten handhaving, 2010). Daarom heeft de Nederlandse overheid beslist om volgende parameters te meten via elektronische monitoring waarbij gegevens rechtstreeks opgeslagen worden in een database van de overheid:     

pH van het waswater (pH-elektrode); Geleidbaarheid van het waswater (EC-elektrode); Energieverbruik van de waswaterpomp (kWh-meter); Spuiwaterproductie; Drukval.

Deze wet treedt in werking vanaf 2013 met een overgangstermijn van drie jaar voor bestaande luchtwassers. Via het energieverbruik van de waswaterpomp kan gecontroleerd worden of de luchtwasser daadwerkelijk aanstaat. Door vervuiling of het verlopen van de meter kunnen echter bepaalde meters foutieve waarden geven. Daarom is het essentieel om zeker de pH- en EC-elektrode tweemaal per jaar te controleren en te kalibreren. Ook kan de leverancier met deze gegevens de veehouder beter begeleiden zodat de luchtwasser aan alle voorschriften voldoet.

37

Hoofdstuk 1 1.5.7

Overzicht van technische eigenschappen en operationele kosten

In tabel 1.5.5 staat een kort overzicht van de technische aspecten die eerder besproken zijn omtrent chemische en biologische luchtwassers. Tabel 1.5.5: Technische eigenschappen van de chemische en biologische luchtwasser voor de behandeling van stallucht bij een vleesvarkensstal. Chemische luchtwasser

Biologische luchtwasser

70[1]

70[1]

90

80

Geurreductie [%]

ca. 30[2]

ca. 40 – 50[2]

Stofreductie [%]

90[3]

90[3]

Fijn stofreductie [%]

35[4]

60 – 75[4]

neutraal

mogelijke toename N2O

Spuidebiet [m3.vvpl-1.jaar-1] [m3.kg-1 verwijderde NH3]

0,035 0,014

0,58 0,26

Verdampingsverliezen [m3.vvpl-1.jaar-1] [m3.kg-1 verwijderde NH3]

0,60 0,25

0,60 0,27

Totaal waterverbruik [m3.vvpl-1.jaar-1] [m3.kg-1 verwijderde NH3]

0,64 0,25

1,18 0,53

Elektriciteitsverbruik [kWh.vvpl-1.jaar-1] [kWh.kg-1 verwijderde NH3]

50[5] 2,2

50[5] 2,5

0

14[6]

7,26 2,88

geen

Zuuropslag

vast/ruilbox[7]

geen

Spuiopslag

aparte tank[7]

in mestopslag onder de stal[7]

Hogedrukreiniger[8]

niet met hogedrukreiniger[8]

Minimaal NH3-verwijderingsrendement [%] Gemiddeld NH3-verwijderingsrendement [%]

Directe emissie N2O en CH4

Opstarttijd [d] Zuurverbruik [kg H2SO4.vvpl-1.jaar-1] [kg H2SO4.kg-1 verwijderde NH3]

Reiniging [1]

LNE (2011) Mol & Ogink (2002) [3] Aarnink et al. (2004) [4] InfoMil (2011a) [5] Vrielink et al. (1997) [6] Debeer (2012) [7] Schellekens (2010) [8] Van Overbeke et al. (2010) [2]

Tabel 1.5.6 geeft een overzicht van de operationele kosten van een chemische en biologische luchtwasser, op basis van de berekende waarden uit secties 1.5.5 en 1.5.6. Deze zijn gebaseerd op een nieuwbouw varkensstal met 3000 vleesvarkensplaatsen en op gegevens uit de literatuur. Daarnaast zijn de operationele kosten uit de literatuur hieraan toegevoegd. Bijlage B.3 geeft een overzicht van 38

Literatuurstudie de investerings- en operationele kosten bij chemische luchtwassers die de variatie bepalen in tabel 1.5.6. Tabel 1.5.6: Berekende operationele kosten van een chemische luchtwasser. Deze kosten worden vergeleken met de waarden uit de literatuur. Deze staan vermeld tussen haakjes en zijn afkomstig van Melse & Willers (2004); Konings (2007); Melse et al. (2008); Schellekens (2010). Vervolgens worden de waarden ook nog vergeleken met de berekende kosten van een biologische luchtwasser (tussen haakjes: afkomstig van Melse & Willers (2004); opgenomen in het berekende totaal indien er geen eigen berekende waarde is). Tenslotte zijn de waarden ook omgerekend naar euro.kg-1 verwijderde NH3 waarbij het gemiddelde NH3verwijderingsrendement van de chemische en biologische luchtwasser respectievelijk 90 en 80 % bedraagt. Chemische luchtwasser

Biologische luchtwasser[1]

Afschrijving [euro.vvpl-1.jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3]

3,7 (2,6 – 4,16) 1,5 (1,0 – 1,7)

(3,4) (1,5)

Rente [euro.vvpl-1.jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3]

1,1 (0,76 – 1,25) 0,45 (0,30 – 0,50)

(1,0) (0,44)

Onderhoud [euro.vvpl-1.jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3]

1,9 (0,10 – 3,60) 0,72 (0,040 – 1,4)

(1,8) (0,80)

Elektriciteit [euro.vvpl-1.jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3]

5,5 (0,64 – 5,5) 2,2 (0,25 – 2,2)

5,5 (3,8) 2,5 (1,7)

Water [euro.vvpl-1.jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3]

0,64 (0,32 – 0,60) 0,25 (0,13 – 0,24)

1,2 (1,7) 0,53 (0,76)

Chemicaliën [euro.vvpl-1.jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3]

0,80 (0,74 – 2,2) 0,32 (0,29 – 0,87)

n.v.t.

Afvoer spuiwater [euro.vvpl-1.jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3]

0,58 (0 – 0,90) 0,23 (0 – 0,36)

9,5 (2,5) 4,2 (1,1)

Totaal [euro.vvpl-1.jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3]

14,2 (5,2 – 18,2) 5,6 (2,1 – 7,3)

22,4 (14,2) 10,0 (6,3)

[1]

Aan de biologische luchtwasser is geen denitrificatiestap toegevoegd, wat wel zou resulteren in een reductie van de afvoerkosten.

Bij de biologische luchtwasser valt de hoge berekende kost van het spuiwater op t.o.v. deze van Melse & Willers (2004). Dit grote verschil is te wijten aan de lage kostprijs van het spuiwater bij Melse & Willers (2004): 2 euro.m-3 spuiwater. Maar in de praktijk wordt het spuiwater toegevoegd aan de mestput waardoor de kostprijs dezelfde is als deze van de hedendaagse mestafzet, nl. 16,5 euro.m-3. Hierdoor is het spuiwater de belangrijkste operationele kost bij een biologische luchtwasser. Bij een combiwasser kan het hoge spuidebiet van de biologische luchtwasser gereduceerd worden via verdamping of een chemische wasstap (dat een hogere stikstofconcentratie toelaat). Maar de goedkopere spuiafzet wordt deels teniet gedaan door de hogere investeringskosten (50,3 euro.vvpl-1) (Melse et al., 2008). Ook via denitrificatie kan het spuidebiet gereduceerd worden. 39

Hoofdstuk 1 Bij de chemische luchtwasser vallen de meeste operationele kosten binnen de opgestelde variatie, wat duidt dat de berekende waarden een goede inschatting zijn van de werkelijke kosten. Enkel het berekende waterdebiet bedraagt iets meer dan de vooropgestelde variatie. Doch is er een grote variatie op te merken in operationele kosten tussen verschillende chemische luchtwasser. De totale operationele kostprijs varieert nl. van 5,2 tot 18,2 euro.vvpl-1.jaar-1. Schellekens (2010) heeft hieromtrent 16 bedrijven onderzocht en verschillende oorzaken voor deze grote variatie gevonden: 



  

Investeringskost: deze varieert van 32 tot 88 euro.vvpl-1 en is afhankelijk van het aantal vleesvarkens aanwezig in de stal en van de leverancier. Daarnaast kan de opslagtank voor H2SO4 een vaste tank zijn (investeringskost) of een ruilvat dat elke keer vervangen wordt (operationele kost); Zuurverbruik en -kosten: een groter mestoppervlak en hokbevuiling kunnen de NH3-emissie verhogen per vleesvarkensplaats waardoor meer NH3 opgevangen wordt door het waswater. Daarnaast fluctueert de prijs van het H2SO4 sterk. Afzet spuiwater: deze kost varieert van 2,50 tot 17 euro.m-3. Varkensbedrijven die zelf (zwavelarme) grond hebben, kunnen dit ook ‘gratis’ op eigen land aanbrengen als kunstmest. Elektriciteitsverbruik: overdimensionering van de luchtwasser en de pompen en een grote drukval kunnen het verbruik sterk doen toenemen; Onderhoudskosten zijn afhankelijk van de leverancier.

De belangrijkste kosten voor een chemische luchtwasser bedragen het energieverbruik en de afschrijving, respectievelijk 38 en 26 % van de totale operationele kosten. Vervolgens zijn de berekende operationele kosten van een biologische luchtwasser (22,5 euro.vvpl-1.jaar-1) 57 % groter dan die van een chemische luchtwasser (14,4 euro.vvpl-1.jaar-1). De belangrijkste reden hiervoor is het grote spuidebiet bij de biologische luchtwasser door de lage stikstofconcentratie. Luchtwassers zijn in het algemeen dure technieken in vergelijking met de front-of-pipe technieken. Tabel 1.5.7 geeft een overzicht van de operationele kosten van een aantal front-of-pipe technieken in Nederland. Uitgedrukt in euro.vvpl-1.jaar-1 zijn alle nieuwbouw AEA-stalsystemen goedkoper dan luchtwassers. Maar indien de kosten uitgedrukt worden in euro.kg-1 verwijderde NH3 blijkt dat de chemische luchtwasser goedkoper is dan de bovenste twee systemen in de tabel doordat het gemiddelde NH3-verwijderingsrendement 90 % bedraagt, terwijl de andere systemen een rendement van 50 % hebben. Tabel 1.5.7: Extra exploitatiekosten voor nieuwbouw AEA-stalsystemen t.o.v. conventionele systemen (Melse & Willers, 2004).

Exploitatiekosten [euro.vvpl .jaar-1] [euro.kg-1 verwijderde NH3] 13 9,3 8 6,2 -1

Mestopvang in en spoelen met zuur Koeldeksysteem Mestkanaal met schuine wand en metalen driekantrooster Mestkanaal met schuine putwand en betonnen roosters

40

7

4,7

4

2,7

Literatuurstudie

1.6 Besluit Ammoniakemissiearme technieken zijn en blijven belangrijk om de milieu-impact van NH3-emissies door de veeteelt te beperken. De emissies afkomstig van stallen (puntemissies) kunnen gereduceerd worden via front-of-pipe technieken en end-of-pipe technieken. Deze laatste technieken zijn luchtzuiveringstechnieken waaronder de luchtwassers behoren. Daarnaast spelen geuren fijn stofemissies uit varkens- en pluimveestallen een steeds belangrijkere rol bij de milieuvergunningsaanvraag. Naast NH3 leveren ook andere geurcomponenten een belangrijke bijdrage aan deze geuremissie. Deze zijn vaak slecht oplosbaar in het waswater waardoor de geurreductie eerder beperkt is t.o.v. de NH3-reductie. Toch worden reducties van 30 en 40 % opgetekend voor respectievelijk chemische en biologische luchtwassers. Een chemische luchtwasser doet dit eerder onrechtstreeks door stof (met geurcomponenten) in te vangen terwijl een biologische luchtwasser ook micro-organismen bevat die de geurcomponenten kunnen afbreken. Hierdoor heeft een biologische luchtwasser, mits een goede afstelling, een groter geurreductiepotentieel. Door het wassen van de stallucht kan tenslotte ook fijn stof gereduceerd worden via luchtwassers, wat maakt dat luchtwassers interessante luchtzuiveringstechnieken zijn voor de veeteelt. Het maximale ventilatiedebiet bij conventionele varkensstallen met een luchtwasser bedraagt 60 m3.h-1.vvpl-1. Bij dit debiet moet de luchtwasser een minimale NH3-reductie van 70 % realiseren om te voldoen aan de wetgeving in Vlaanderen, in tegenstelling tot front-of-pipe technieken waarbij de reductie gemiddeld slechts 50 % moet bedragen. In de praktijk ligt het gemiddelde ventilatiedebiet echter lager (25 m3.h-1.vvpl-1), waardoor het gemiddelde NH3-verwijderingsrendement van de luchtwassers nog hoger ligt (ca. 80 – 90 %). Verschillende erkende luchtzuiveringstechnieken zijn voor handen om de NH3-emissie uit varkens- en pluimveestallen te reduceren. Deze technieken worden onderverdeeld in biologische luchtwassers, chemische luchtwassers en biofilters. Ook kunnen verschillende luchtzuiveringstechnieken gecombineerd worden tot combiwassers om zo de nadelen van de technieken apart te compenseren. Het werkingsprincipe van een luchtwasser voor NH3-verwijdering bestaat uit de massaoverdracht van NH3 van de stallucht naar het waswater, waarna het omgezet wordt tot NH4+ (protonering) of NO3(nitrificatie). Deze massaoverdracht is afhankelijk van de oplosbaarheid van NH3, de concentratiegradiënt, de grootte van het interfasevlak en de contacttijd. Bij chemische luchtwassers in de landbouw wordt steeds zwavelzuur gebruikt als zuur. Het spuidebiet bij een biologische luchtwasser is bijna 20 keer groter dan bij een chemische luchtwasser doordat de maximale toegelaten stikstofconcentratie in het waswater van een biologische luchtwasser bijna 20 keer lager is om NH3en NO2--inhibitie van de nitrificeerders te voorkomen. Het spuien kan gebeuren op vaste tijdsbasis, op basis van het aantal keer aanzuren bij chemische luchtwassers of op basis van een meting die een maat is voor de aanwezige NH3-concentratie. Het totale waterverbruik is de som van het spuidebiet en het verdampingsverlies. Het aandeel water dat verdampt in de biologische en chemische luchtwasser bedraagt respectievelijk 54 en 95 % van het totaal waterverbruik. Voornamelijk het hoge energieverbruik en de grote afschrijvingskost maakt dat luchtwassers een duurdere NH3-verwijderingstechniek zijn in vergelijking met de front-of-pipe technieken. Maar indien de operationele kosten worden uitgedrukt per kg verwijderde NH3, is de chemische luchtwasser soms 41

Hoofdstuk 1 goedkoper doordat het verwijderingsrendement gemiddeld 90 % bedraagt t.o.v. 50 % bij front-of-pipe technieken. In het algemeen heeft de chemische luchtwasser een hogere investeringskost t.o.v. de biologische luchtwasser door de plaatsing van een zuurtank en een aparte spuiopslag. Anderzijds zijn de exploitatiekosten bij biologische luchtwassers typisch hoger door het hoge spuidebiet. Op dit moment is het economisch interessanter om te investeren in een chemische luchtwasser indien enkel NH3verwijdering van belang is. Maar doordat geuren fijn stofverwijdering steeds belangrijker worden bij de milieuvergunningsaanvraag, blijft de biologische luchtwasser een veel gebruikte luchtzuiveringstechniek. Daarnaast kan in de toekomst de biologische luchtwasser financieel interessanter worden via denitrificatie (afhankelijk van de kostprijs van molasse en de extra investeringskost). Op die manier kan het spuidebiet sterk gereduceerd worden. Om de processen omtrent NH3-verwijdering te onderzoeken, wordt in de volgende hoofdstukken een model opgebouwd vertrekkende van een theoretische achtergrond. De resultaten uit dit model worden vervolgens getoetst aan de resultaten uit de literatuur. Vervolgens wordt er gekeken in hoeverre bepaalde parameters en variabelen een invloed hebben op het NH3verwijderingsrendement.

42

H2: Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser Chemische luchtwassers worden bij varkensstallen hoofdzakelijk geplaatst met als doel NH3 te verwijderen. In dit hoofdstuk wordt een model opgesteld dat een tegenstroom chemische luchtwasser beschrijft en inzicht geeft in het systeem. Omdat geuremissie een complexe materie is en er minder belang gehecht wordt aan de geurreductie bij chemische luchtwassers (i.v.m. biologische luchtwassers), wordt dit niet opgenomen in het model. Eerst wordt een korte omschrijving van het model gegeven. Vervolgens worden de vergelijkingen m.b.t. de massaoverdracht van NH3 van de gasfase naar de vloeistoffase opgesteld. In de daaropvolgende sectie worden de vergelijkingen m.b.t. de massaoverdracht van water tussen beide fasen opgesteld om het verdampingsproces in kaart te brengen. Tenslotte worden de vergelijkingen omtrent voelbare en latente warmteoverdracht tussen beide fasen vermeld om de temperatuurvariaties te bepalen.

2.1 Algemene modelbeschrijving In het model wordt een luchtwasser beschouwd dat werkt op basis van het tegenstroomprincipe: de stallucht wordt onderaan in de luchtwasser gebracht waarna de lucht doorheen het pakkingsmateriaal naar boven wordt gestuwd m.b.v. het ventilatiesysteem van de vleesvarkensstal. Een sprinklerinstallatie besproeit het pakkingsmateriaal van bovenaf met waswater (figuur 1.5.2, rechts). Onderaan de luchtwasser staat een buffertank om het waswater op te vangen. Ammoniak in de stallucht zal vervolgens geabsorbeerd worden in het waswater dat aangezuurd is met zwavelzuur zodat het evenwicht verschuift van NH3 naar NH4+ (zie sectie 1.2.1). De basis van dit model vormt het kruisstroom model van Starmans (2006). Bij de berekeningen wordt in eerste instantie verondersteld dat het pakkingsmateriaal bestaat uit vlakke platen, elk met twee plaatzijden. Elke plaatzijde wordt verticaal onderverdeeld in nY rijen of cellen (figuur 2.1.1). Elke cel bestaat uit een vloeistoffase en een gasfase met respectievelijk VL [m3] en VG [m3] als volume, zoals aangeduid in figuur 2.1.2. Er wordt verondersteld dat de ingaande stallucht door de drukkamer gelijk verdeeld wordt over de dwarsdoorsnede van het pakkingsmateriaal. Verder wordt gesuggereerd dat het pakkingsmateriaal volledig bedekt is met een uniforme waterlaag zodat elke cel over het hele pakkingsmateriaal eenzelfde gasen vloeistofvolume heeft. Hierdoor zijn de chemische reacties en fysische uitwisselingsprocessen van elke cel binnen eenzelfde rij gelijk, waardoor het reeds voldoende is om met één cel uit elke rij te berekenen en geen onderverdeling van kolommen te maken (in tegenstelling tot een kruisstroom luchtwasser dat zowel rijen als kolommen vereist). Een belangrijk voordeel hierbij is dat het model computationeel minder zwaar wordt dan wanneer de plaatzijde ook in kolommen verdeeld wordt, wat resulteert in een reductie van de vereiste rekentijd. Vervolgens zijn er randvoorwaarden aan het model toegevoegd: cel 1 bevat enerzijds de uitgaande gezuiverde stallucht en anderzijds het ingaande waswater afkomstig van de buffertank 43

Hoofdstuk 2

Recirculatie

(sprinklerinstallatie); cel nY+2 bevat enerzijds de ingaande ongezuiverde stallucht en anderzijds de buffertank voor de opvang van het waswater (figuur 2.1.1).

Gas

Water

Figuur 2.1.1: Schematisch overzicht van het model van een chemische luchtwasser gebaseerd op het tegenstroomprincipe. De linkse kolom geeft de waswaterstroom weer, de rechtste kolom de stalluchtstroom. De horizontale pijlen geven de massa- en warmteoverdracht weer tussen de gasen vloeistoffase in de cellen. De grenscellen zijn boven- en onderaan apart weergegeven.

Hcel

VG

0,5∙DL

0,5∙DG

Gas

Water

z

VL

Figuur 2.1.2: Celweergave met de gas- (rechts) en vloeistoffase (links) en het massatransport in een eenheidscel van de chemische luchtwasser. Het vlak in het midden van de balk stelt het interfasevlak voor waar de massaoverdracht plaatsvindt tussen de gasen vloeistoffase. DL = dikte van de vloeistoffase; DG = dikte van de gasfase; LL = lengte van de cel (tevens de lengte het pakkingsmateriaal); Hcel = hoogte van de cel; VL = vloeistofvolume in de cel; VG = gasvolume in de cel; A = interfasevlak.

44

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser In het model vinden drie belangrijke processen plaats m.b.t. NH3-massaoverdracht in stallucht (Starmans, 2006): 1. Advectief massatransport van NH3 en NH4+ tussen individuele cellen in de gasfase en de vloeistoffase (verticaal transport); 2. Interfasemassatransport van NH3 van de gasfase naar de vloeistoffase binnen elke cel (horizontaal transport); 3. NH3-dissociatie van het geabsorbeerde NH3 tot NH4+. De eerste twee processen worden schematisch weergegeven in figuur 2.1.2. Bij advectief massatransport tussen de cellen wordt bij elke tijdstap een deel van de inhoud van de cel doorgeschoven naar de volgende cel en ontvangt deze cel een deel van de inhoud van de voorgaande cel. Bij het interfasetransport of diffuus massatransport binnen de cel wordt NH3 uitgewisseld tussen de gasen vloeistoffase. Het interfasevlak geeft het contactoppervlak (A) weer tussen beide fasen voor de NH3-uitwisseling. De combinatie van beide processen wordt ook het convectief massatransport genoemd. In sectie 2.2 wordt hier dieper op ingegaan. Analoog aan het NH3-massatransport, wordt ook het watermassatransport in het model geïmplementeerd (sectie.2.3). Tenslotte vindt er ook warmtetransport plaats, onder de vorm van voelbare (sectie 2.4.2) en latente warmteoverdracht (sectie 2.4.3).

2.2 Berekeningen voor ammoniakverwijdering Eerst worden de massabalansen van NH3 in de gasfase en van de totale ammoniakale stikstof (TAN), NH4+ en NH3 in de vloeistoffase toegelicht in sectie 2.2.1. Vervolgens worden in de daaropvolgende secties de verschillende parameters m.b.t. de massaoverdracht van NH3 toegelicht. Tenslotte worden de vergelijkingen m.b.t. het NH3-verwijderingsrendement, de waterrecirculatie en het spuien besproken. 2.2.1

Massabalansen

In deze sectie worden de massabalansen van NH3 weergegeven in de gasen vloeistoffase in het pakkingsmateriaal, alsook de massabalansen in de grenscellen. Het convectief massatransport wordt gemodelleerd met een tijdsinterval Δt (in differentiaalvergelijkingen aangeduid als dt). In elke cel wordt bij aanvang van het uitwisselingsproces uitgegaan van een ideaal gemixte gasen vloeistoffase, m.a.w. de stikstofconcentraties zijn uniform verdeeld in beide fasen. Deze voorwaarde is essentieel bij het opstellen van de massabalansen. Bij deze massabalansen worden een aantal parameters gebruikt die in de volgende secties worden gedefinieerd en berekend, nl. de zuurconstante, K e,NH+4 [mol.m-3] (sectie 2.2.1), de dimensieloze Henry-coëfficiënt, kH [-] (sectie 2.2.2), de massaoverdrachtscoëfficiënt, hm,NH3 [m.s-1] (sectie 2.2.3), en de correctiefactor, acor [-] (sectie 2.2.4).

45

Hoofdstuk 2 a) Massabalans gasfase De accumulatie van NH3 in de gasfase van een cel met index i wordt weergegeven in differentiaalvergelijking 2.2.1. Deze vergelijking geldt voor de cellen 2 t.e.m. nY+1 Diffuus massatransport binnen de cel

Advectief massatransport tussen de cellen

VG ∙

i d(CG,NH ) 3

dt

i+1 i i i = Q G,cel ∙ (CG,NH − CG,NH − CL,NH ) + him,NH3 ∙ A ∙ acor ∙ (k iH ∙ CG,NH ) 3 3 3 3

(2.2.1)

i met Q G,cel [m3.s-1] het gasdebiet doorheen een cel, CG,NH [mol.m-3] de NH3-concentratie in de gasfase, 3 i A [m2] het interfasevlak en CL,NH [mol.m-3] de NH3-concentratie in de vloeistoffase. De accumulatie 3

van NH3 in de gasfase is enerzijds afhankelijk van het advectief (verticaal) massatransport van NH3 tussen de cellen en anderzijds afhankelijk van het diffuus (horizontaal) massatransport van NH3 van de gasfase naar de vloeistoffase binnen de cellen. Het interfasevlak A is het uitwisselingsoppervlak dat gelegen is tussen de gasfase en de vloeistoffase. Invloeden van de warmteoverdracht en de massaoverdracht van water en NH3 op het gasvolume (VG) en vloeistofvolume (VL) in een cel worden als verwaarloosbaar verondersteld. Hierdoor blijven het gasen vloeistofvolume in elke cel en de bijhorende gasen vloeistofdebieten constant. b) Massabalans vloeistoffase De accumulatie van TAN in de vloeistoffase is afhankelijk van het advectief massatransport van TAN tussen de cellen, alsook het diffuus massatransport van NH3 van de gasfase naar de vloeistoffase binnen de cel (analoog als bij de gasfase). VL ∙

i d(CL,TAN ) i−1 i i i = Q L,cel ∙ (CL,TAN − CL,TAN − CL,NH ) + him,NH3 ∙ A ∙ acor (k iH ∙ CG,NH ) 3 3 dt

(2.2.2)

met Q L,cel [m3.s-1] het vloeistofdebiet doorheen een cel. De TAN-concentratie, CL,TAN [mol.m-3], in de vloeistoffase is gelijk aan de som van de NH3-concentratie in de vloeistoffase, CL,NH3 [mol.m-3] en de NH4+-concentratie in de vloeistoffase, CL,NH+4 [mol.m-3] (vgl. 2.2.3). CL,TAN = CL,NH3 + CL,NH+4

(2.2.3)

Door de hoge snelheid waarmee chemische evenwichtsreacties omtrent dissociaties zich instellen, wordt een evenwichtssituatie tussen de NH3- en NH4+-concentratie in de vloeistoffase verondersteld. Dan wordt de verhouding tussen CL,NH3 en CL,NH+4 bij een gegeven pH of H+-concentratie, CL,H+ [mol.m-3] weergegeven door de zuurconstante K e,NH+4 (vgl. 2.2.4). K e,NH+4 =

CL,H+ ∙ CL,NH3 CL,NH+4

(2.2.4)

K e,NH+4 is echter temperatuurafhankelijk en wordt bepaald met vergelijking 2.2.5 (Emerson et al., 1975): 46

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser K e,NH+4 = 10

−(0,09018+

2729,92 ) 273,15+TL

∙ 1000

(2.2.5)

met TL [°C] de temperatuur van de vloeistoffase. Met vgl. 2.2.3 en vgl. 2.2.4 worden tenslotte vergelijkingen 2.2.6 en 2.2.7 opgesteld die het aandeel NH4+ en NH3 berekenen in TAN. i CL,NH + 4

=

i CL,TAN

∙

i CL,H + i i CL,H + + K e,NH+

(2.2.6)

4

i i i CL,NH = CL,TAN − CL,NH + 3 4

(2.2.7)

c) Bovenste cel (i=1) De bovenste cel in het model van de luchtwasser bevat het ingaande waswater afkomstig van de buffertank en de uitgaande gezuiverde stallucht. In realiteit is de vloeistoffase in de bovenste cel het waswater afkomstig van de sproeikop bovenaan het pakkingsmateriaal en is de gasfase de gezuiverde stallucht die net uit het pakkingsmateriaal komt. Daarom wordt in deze cel geen diffuus massatransport tussen de gasfase en de vloeistoffase beschouwd. De massabalans van de gasfase wordt weergegeven in vergelijking 2.2.8 (enkel advectief massatransport). In de vloeistoffase is het waswater rechtstreeks afkomstig van de buffertank. Aangezien er geen diffuus massatransport is, is tank de TAN-concentratie in de vloeistoffase gelijk aan de TAN-concentratie in de buffertank, CL,TAN [mol.m-3] (vgl. 2.2.9).

VG ∙

1 d(CG,NH ) 3

dt

2 1 = Q G ∙ (CG,NH − CG,NH ) 3 3

tank 1 CL,TAN = CL,TAN

(2.2.8) (2.2.9)

d) Onderste cel (vloeistoffase: buffertank; gasfase: nY+2) In de onderste cel in het model is de gasfase de ingaande stallucht en de vloeistoffase het waswater dat opgevangen is in de buffertank. Net als in de bovenste cel wordt er geen diffuus massatransport verondersteld tussen de gasfase en de vloeistoffase waardoor de NH3-concentratie in de gasfase gelijk in is aan de NH3-concentratie van de ingaande stallucht, CG,NH [mol.m-3] (vgl. 2.2.10). Daarnaast vindt er 3

in de vloeistoffase enkel advectief massatransport plaats: het waswater onderaan het pakkingsmateriaal komt in de buffertank terecht (vgl. 2.2.11). De buffertank wordt bij elke tijdstap ideaal gemixt zodat de TAN-concentratie uniform verdeeld is over het volume van de buffertank, VLtank [m3]. nY+2 in CG,NH = CG,NH 3 3

VLtank

tank d(CL,TAN ) tank nY+1 ∙ = Q L ∙ (CL,TAN − CL,TAN ) dt

(2.2.10) (2.2.11)

47

Hoofdstuk 2 2.2.2

Henry-coëfficiënt kH

Het diffuus massatransport van NH3 van de gasfase naar de vloeistoffase vindt plaats aan het interfasevlak. Daar wordt een thermodynamisch evenwicht verondersteld tussen beide fasen waardoor de wet van Henry geldt. Deze wet stelt dat bij een evenwicht de oplosbaarheid van NH3 in de vloeistoffase recht evenredig is met de partiële druk van NH3 in de gasfase, weergegeven als de Henry-coëfficiënt (vgl. 2.2.12) (Cussler, 1997). k ′H =

CL,NH3 pNH3

(2.2.12)

met pNH3 [Pa] de partiële druk van NH3 in de gasfase en k ′H [mol.m-3.Pa-1] de Henrycoëfficiënt. NH3 in de gasfase wordt echter uitgedrukt als een concentratie. Daarom is voor dit model een dimensieloze Henry-coëfficiënt vereist dat de verhoudingen van de NH3-concentraties weergeeft tussen de vloeistoffase en de gasfase (vgl. 2.2.13): kH =

CL,NH3 CG,NH3

(2.2.13)

Via de algemene gaswet wordt het verband weergegeven tussen de partiële druk van NH3 en de NH3concentratie in de gasfase (vgl. 2.2.14) (Perry & Green, 1984): pNH3 = CG,NH3 ∙ R ∙ (273,15 + Tgrens )

(2.2.14)

met R [J.mol-1.°C-1] de universele gasconstante en Tgrens [°C] de temperatuur aan het interfasevlak. Via vergelijkingen 2.2.12 en 2.2.14 wordt vergelijking 2.2.15 opgesteld dat het verband weergeeft tussen beide Henrycoëfficiënten. k H = k ′H ∙ R ∙ (273,15 + Tgrens )

(2.2.15)

De Henry-coëfficiënt is afhankelijk van de temperatuur. In dit model varieert de temperatuur van de gasen vloeistoffase tijdens de passage doorheen het pakkingsmateriaal waardoor de Henrycoëfficiënt ook wijzigt. Vergelijking 2.2.16 geeft het verband weer tussen de dimensieloze Henrycoëfficiënt en de temperatuur aan het interfasevlak. kH =

k ′0 H

∙e

−∆Hopl 1 1 ∙( − ) R 273,15+Tgrens 273,15+T0

∙ R ∙ (273,15 + Tgrens )

(2.2.16)

-3 -1 -1 met k ′0 H [mol.m .Pa ] de Henry-coëfficiënt bij 25 °C, ∆Hopl [J.mol ] de enthalpie van de oplossing en

To [°C] de temperatuur bij k ′0 H (25 °C). Tenslotte wordt de weerstand bij het NH3-massatransport van en naar het interfasevlak in beide fluïda mee in rekening gebracht. Hierdoor geeft de Henry-coëfficiënt enkel de verhouding weer tussen de NH3-concentraties aan het interfasevlak (vgl. 2.2.17): kH = 48

CL,NH3,grens CG,NH3 ,grens

(2.2.17)

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser met CL,NH3 ,grens [mol.m-3] de NH3-concentratie in de vloeistoffase aan het interfasevlak en CG,NH3 ,grens [mol.m-3] de NH3-concentratie in de gasfase aan het interfasevlak. De temperatuur aan het interfasevlak in een cel wordt berekend via het gemiddelde van de temperatuur van de gasen vloeistoffase (vgl. 2.2.18) (Pieters, 2010a): Tgrens =

TG + TL 2

(2.2.18)

met Tgrens [°C] de temperatuur aan het interfasevlak, TG [°C] de temperatuur van de gasfase en TL [°C] de temperatuur van de vloeistoffase. 2.2.3

Massaoverdrachtscoëfficiënt hm,NH3

a) Definitie De NH3-uitwisseling tussen de gasfase en de vloeistoffase aan het interfasevlak is het gevolg van convectieve massaoverdracht, resulterend in een concentratieprofiel zoals weergegeven in figuur 2.2.1. Deze massaoverdracht is het resultaat van een combinatie van bulkbeweging en diffusieprocessen (transport gedreven door de concentratiegradiënt). Hierbij wordt NH3 eerst getransporteerd vanuit de bulk van de gasfase naar het interfasevlak. Daar wordt NH3 vervolgens overgeplaatst van de gasfase naar de vloeistoffase. Tenslotte wordt NH3 van het interfasevlak naar de bulkvloeistof getransporteerd (van der Lans, 2000).

vloeistoffase CL,NH3,grens CL,NH3

gasfase

WL

CG,NH3 CG,NH3 ,grens

δm,L

δm,G

interfasevlak Figuur 2.2.1: Schematische voorstelling van de NH3-concentratieprofielen aan het interfasevlak tussen de gasfase en de vloeistoffase bij een chemische luchtwasser.

Voor diffusie geldt de wet van Fick (vgl. 2.2.19). Deze wet stelt dat de molaire massaflux van NH3, JNH3 [mol.m-2.s-1], recht evenredig is met de binaire diffusiecoëfficiënt van NH3 in het fluïdum, DF,NH3 [m2.s-1], en de concentratiegradiënt en omgekeerd evenredig met de horizontale afstand tussen de plaats waar de concentraties voorkomen, δm,x [m]. (van der Lans, 2000): JF,NH3 = DF,NH3 ∙

dCF,NH3 dδm,x

(2.2.19)

49

Hoofdstuk 2 De dikte van de concentratiegrenslaag, δm,F [m] wordt gedefinieerd als de afstand van het interfasevlak tot een locatie in het fluïdum waar het concentratieverschil (CF,NH3 ,grens − CF,NH3 ,δ ) 99 % bedraagt van het maximale concentratieverschil (CF,NH3 ,grens − CF,NH3 ), weergegeven in vergelijking 2.2.20 en figuur 2.2.2 (Pieters, 2010b). CF,NH3 ,δ is de NH3-concentratie in het fluïdum op een afstand δm,F van het interfasevlak. CF,NH3 ,grens − CF,NH3 ,δ = 0,99 CF,NH3 ,grens − CF,NH3

(2.2.20)

Bij figuur 2.2.2 is de NH3-concentratie in de vloeistoffase voor het passeren van het pakkingsmateriaal homogeen verdeeld (linkse pijlen). De vloeistofpartikels komen in contact met de gasfase aan het interfasevlak en bereiken een NH3-evenwichtsconcentratie. Vervolgens wisselen de vloeistofpartikels NH3 uit met de aangrenzende vloeistofpartikels en ontstaat er een concentratiegrenslaag (rechtse pijlen). De dikte van de grenslaag neemt toe naarmate de vloeistoffase zich verder verplaatst over het pakkingsmateriaal. vL CL,NH3

δm,L (x)

CL,NH3 CL,NH3 ,δ

Vloeistoffase

𝛿m,L interfasevlak CL,NH3 ,grens

Gasfase

Figuur 2.2.2: Schematische voorstelling van de concentratiegrenslaag van NH 3 in de vloeistoffase over een vlakke plaat. 𝐂𝐋,𝐍𝐇𝟑 = NH3-concentratie in de bulkvloeistof; 𝐂𝐋,𝐍𝐇𝟑 ,𝐠𝐫𝐞𝐧𝐬 = NH3-concentratie in de vloeistoffase aan het interfasevlak; 𝐂𝐋,𝐍𝐇𝟑 ,𝛅 = NH3-concentratie op 𝛅𝐦,𝐋 (𝐱) verwijderd van het interfasevlak; 𝐯𝐋 = vloeistofsnelheid; 𝛅𝐦,𝐋 (𝐱) = dikte van de grenslaag op positie x van de plaat (Pieters, 2010b).

Uit vergelijking 2.2.20 kan vastgesteld worden dat de NH3-concentratie in het fluïdum op een afstand δm,F van het interfasevlak (CF,NH3 ,δ ) ongeveer gelijk is aan de concentratie in de bulkvloeistof (CF,NH3 ). Tenslotte volgt uit de wet van Fick (vgl. 2.2.19) de relatie tussen enerzijds de massaflux van NH3 van het interfasevlak naar de bulkvloeistof en anderzijds de concentratiegradiënt tussen CL,NH3 ,grens en CL,NH3 (vgl. 2.2.21). Er wordt een dunne concentratiegrenslaag in de gasen vloeistoffase verondersteld waardoor de massaflux van NH3 in evenwicht is. Hierdoor is de massaflux van NH3 in de vloeistoffase gelijk aan de massaflux van NH3 in de gasfase. JL,NH3 =

DL,NH3 DG,NH3 ∙ (CL,NH3 ,grens − CL,NH3 ) = ∙ (CG,NH3 − CG,NH3 ,grens ) δm,L δm,G

(2.2.21)

De dikte van de concentratiegrenslaag is echter onbekend. Daarom wordt de massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 in het fluïdum, hm,NH3 ,F [m.s-1], gedefinieerd dat de relatie 50

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser beschrijft tussen de diffusiecoëfficiënt en de dikte van de concentratiegrenslaag (vgl. 2.2.22). In sectie 2.2.3 b) wordt toegelicht hoe hm,NH3 ,F berekend wordt. hm,NH3 ,F =

DF,NH3 δm,F

(2.2.22)

Door de massaflux te vermenigvuldigen met de grootte van het interfasevlak (A) kan tenslotte het diffuus massatransport van NH3 bepaald worden van de vloeistoffase naar de gasfase (vgl. 2.2.23). Daarnaast wordt volledig analoog het diffuus massatransport van NH3 van de gasfase naar het interfasevlak bepaald, weergegeven in vergelijking 2.2.24: JL,NH3 ∙ A = VL ∙

d(CL,NH3 ) = hm,NH3 ,L ∙ A ∙ (CL,NH3 ,grens − CL,NH3 ) dt

(2.2.23)

JG,NH3 ∙ A = VG ∙

d(CG,NH3 ) = hm,NH3 ,G ∙ A ∙ (CG,NH3 − CG,NH3 ,grens ) dt

(2.2.24)

b) Berekening massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 in fluïda (Pieters, 2010b) Het concentratieverschil van NH3 tussen de gasfase en de vloeistoffase varieert met de verticale positie in het pakkingsmateriaal. Daarom worden de concentratieverschillen per cel geanalyseerd. Het gevolg hierbij is dat er gebruik gemaakt moet worden van de lokale massaoverdrachtscoëfficiënt en niet van de gemiddelde massaoverdrachtscoëfficiënt over het gehele pakkingsmateriaal (Cussler, 1997). Het pakkingsmateriaal in de luchtwasser wordt beschouwd als een samenstelling van vlakke platen. Hierdoor kunnen de formules gebruikt worden van gedwongen convectie bij parallelle stroming over vlakke platen. Omdat de dikte van de grenslaag niet geweten is, wordt hm,NH3 ,G en hm,NH3 ,L berekend via het plaatselijk Sherwoodgetal, ShF,NH3 [-] (vgl. 2.2.25). Het Sherwoodgetal is de dimensieloze massaoverdrachtscoëfficiënt en geeft de verhouding weer tussen het convectieve massatransport en het diffuus massatransport. hm,NH3 ,F =

ShF,NH3 ∙ DF,NH3 Hx,F

(2.2.25)

ShF,NH3 wordt bepaald via het plaatselijk Reynoldsgetal (ReF) en het Schmidtgetal van NH3 (ScF,NH3 ). ReF geeft de verhouding weer tussen inertie- en viskeuze krachten terwijl ScF,NH3 de verhouding weergeeft tussen de viskeuze en de massadiffusiekrachten van NH3 (vgl. 2.2.26 en 2.2.27). ReF =

vF ∙ Hx,F ∙ ρF μF

ScF,NH3 =

μF ρF ∙ DF,NH3

(2.2.26)

(2.2.27)

met vF [m.s-1] de snelheid van het fluïdum, Hx,F [m] de hoogte van de cel in het pakkingsmateriaal, ρF [kg.m-3] de dichtheid van het fluïdum en μF [Pa.s] de dynamische viscositeit van het fluïdum. De fluïdumeigenschappen zijn doorgaans temperatuurafhankelijk en worden berekend bij de temperatuur aan het interfasevlak. De dichtheid van de luchtstroom (ρG ) wordt bepaald in functie van 51

Hoofdstuk 2 Tgrens en de partiële dampspanning van water via vergelijking 2.2.28. Meer uitleg omtrent deze vergelijking staat weergegeven in bijlage B.4 De dynamische viscositeit van de gasfase (μG) en de vloeistoffase (μL) zijn temperatuurafhankelijk en worden bepaald met vergelijkingen 2.2.29 (Dixon, 2007) en 2.2.30 (opgesteld via gegevens van Wagner & Kretzschmar (2008)). ρG =

(patm − pd ) ∙ MDL + pv ∙ MH2 O

(2.2.28)

R ∙ TG ∙ 1000 g. kg −1

μG =

1,5 1,458 ∙ 10−6 ∙ Tgrens

(2.2.29)

Tgrens + 383,55

μL = 1602,4 ∙ e−0,023∙Tgrens ∙ 10−6

(2.2.30)

ReF geeft aan of er laminaire of turbulente stroming optreedt. Met vergelijkingen 2.2.31 en 2.2.32 wordt vervolgens ShF,NH3 bepaald bij respectievelijk een laminaire (ReF < 5·105) en een turbulente (ReF > 5·105) stroming. ShF,NH3 = 0,332 ∙ ReF

1⁄ 2

ShF,NH3 = 0,0296 ∙ ReF

∙ ScF,NH3

4⁄ 5

1⁄ 3

∙ ScF,NH3

1⁄ 3

Re < 5 ∙ 105

(2.2.31)

Re > 5 ∙ 105

(2.2.32)

c) Totale massaoverdrachtscoëfficiënt Om de NH3-concentratie aan de grenslaag (CF,NH3 ,grens ) te berekenen wordt de totale massaoverdrachtscoëfficiënt gedefinieerd die de weerstand weergeeft dat het NH3-transport ondervindt van de bulkgasfase naar de bulkvloeistoffase. Vergelijking 2.2.33 geeft de relatie weer tussen de NH3-accumulatie in het waswater en de NH3-concentraties in de gasen vloeistoffase. VL ∙

d(CL,NH3 ) = hm,NH3 ∙ A ∙ (k H ∙ CG,NH3 − CL,NH3 ) dt

(2.2.33)

Aangezien de massafluxen in evenwicht zijn (vgl. 2.2.21) zijn vgl. 2.2.23 en 2.2.24 aan elkaar gelijk. Via vgl. 2.2.17 kan CG,NH3 ,grens uit vergelijking 2.2.24 verwijderd worden (vgl. 2.2.34). Door vgl. 2.2.34 te herschikken kan vervolgens CL,NH3 ,grens bepaald worden met vgl. 2.2.35: hm,NH3 ,L ∙ (CL,NH3 ,grens − CL,NH3 ) = hm,NH3 ,G ∙ (CG,NH3 − CL,NH3 ,grens =

CL,NH3 ,grens ) kH

hm,NH3 ,G ∙ CG,NH3 + hm,NH3 ,L ∙ CL,NH3 hm,NH3 ,G hm,NH3,L + kH

(2.2.34)

(2.2.35)

Door vgl. 2.2.35 te substitueren in vgl. 2.2.23 wordt vergelijking 2.2.36 bekomen waaruit CG,NH3 ,grens en CL,NH3 ,grens geëlimineerd zijn. Tenslotte kan de totale massaoverdrachtscoëfficiënt berekend worden door vgl. 2.2.36 gelijk te stellen aan vgl. 2.2.33 (vgl. 2.2.37):

52

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser VL ∙

d(CL,NH3 ) = dt

1 kH

+

1

∙ A ∙ (k H ∙ CG,NH3 − CL,NH3 )

hm,NH3 ,G hm,NH3 ,L ≜ hm,NH3 ∙ A ∙ (k H ∙ CG,NH3 − CL,NH3 )

hm,NH3 =

2.2.4

hm,NH3 ,G ∙ hm,NH3 ,L k H ∙ hm,NH3 ,L + hm,NH3 ,G

(2.2.36)

(2.2.37)

Correctiefactor

Het model is ontwikkeld voor een pakkingsmateriaal bestaande uit vlakke platen. In werkelijkheid bestaat het pakkingsmateriaal niet uit vlakke platen, maar uit lamellen die eerder pluizig van aard zijn. Om rekening te houden met de bijhorende oppervlaktevergroting t.o.v. de vlakke plaat wordt de correctiefactor acor [-] gedefinieerd. Deze factor wordt bij de convectieve massaoverdracht van NH3 toegevoegd (vgl. 2.2.38). VL ∙

d(CL,NH3 ) = hm,NH3 ∙ A ∙ acor ∙ (k H ∙ CG,NH3 − CL,NH3 ) dt

(2.2.38)

Cussler (1997) bevestigt dat het werkelijk oppervlak van het interfasevlak tussen de gasen vloeistoffase vaak niet geweten is. Hierdoor is bij een theoretische opbouw deze correctiefactor vereist. Voor de simulatie is echter geen tegenstroom chemische luchtwasser met lamellen gevonden. Daarom werden de gegevens van een tegenstroom chemische luchtwasser met een honinggraatstructuur gebruikt. Om toch deze informatie te gebruiken wordt acor ook gebruikt om het model te corrigeren. 2.2.5

Ammoniakverwijderingsrendement

De belangrijkste eigenschap bij chemische luchtwassers is het NH3-verwijderingsrendement. Zoals eerder vermeld worden invloeden van de massa- en warmteoverdracht op het gasvolume in een cel als verwaarloosbaar verondersteld waardoor de gasdebieten van de ingaande en uitgaande stallucht gelijk zijn (dit wordt ook aangetoond in sectie 2.3.3). Hierdoor kan het NH3-verwijderingsrendement (ηNH3 ) [%] louter op basis van de ingaande en uitgaande concentratie bepaald worden met vergelijking 2.2.39: ηNH3 = (1 −

uit CG,NH 3 in CG,NH 3

) ∙ 100%

(2.2.39)

uit met CG,NH de NH3-concentratie in de uitgaande stalluchtstroom. Zoals eerder vermeld in sectie 1.5.2, 3

moet de luchtwasser te allen tijde een NH3-verwijdering van minimaal 70 % realiseren. 2.2.6

Recirculatie en spuien

Om de accumulatie van het zout (NH4)2SO4 en de temperatuurstijging in de buffertank te onderzoeken, wordt de recirculatie van het waswater in het model geïmplementeerd. Nadat het waswater doorheen 53

Hoofdstuk 2 het pakkingsmateriaal is gestuurd, wordt het opgevangen in de buffertank onderaan de luchtwasser. In het model wordt verondersteld dat het ingaande waswater ideaal gemengd wordt met het waswater dat reeds aanwezig is in de buffertank (vgl. 2.2.11). Op die manier wordt een homogene stikstofconcentratie verkregen in de buffertank. Het waswater in de buffertank zal via een pomp gerecirculeerd worden. In het model wordt een constante pH verondersteld, wat overeenkomt met het continu aanzuren van het waswater met H2SO4. Spuien is vereist om verstopping van het pakkingsmateriaal door kristallisatie van (NH4)2SO4 te voorkomen (zie sectie 1.5.2). Wanneer de concentratie in het waswater in de buffertank 2,1 mol (NH4)2SO4.l-1 (4,2 ∙ 103 mol N.m-3) bereikt, wordt het waswater gespuid. De buffertank wordt tenslotte opnieuw bijgevuld met vers waswater dat aangezuurd is met H2SO4.

2.3 Berekeningen voor verdamping van water Naast het waterverbruik via spuien, verliest de luchtwasser water via verdamping van het waswater tijdens de passage doorheen het pakkingsmateriaal. De opgenomen waterdamp door de stallucht wordt mee naar buiten afgevoerd. Eerst wordt de massabalans van waterdamp beschreven (sectie 2.3.1). Vervolgens wordt de waterdampdichtheid van de ingaande stallucht (sectie 2.3.2) en het maximaal waterverlies (sectie 2.3.3) berekend. Daarnaast wordt in sectie 2.3.4 de massaoverdrachtscoëfficiënt van water, hm,H2 O [m.s-1] toegelicht. Tenslotte wordt in sectie 2.3.5 het waterverlies in de buffertank berekend. 2.3.1

Massabalans waterdamp

De accumulatie van waterdamp in de gasfase van een cel met index i wordt weergegeven in vergelijking 2.3.1 en is analoog als bij de accumulatie van NH3 (vgl. 2.2.1) in sectie 2.2.3. Massatransport tussen cellen

VG ∙

Massaoverdracht binnen de cel

d(ρid ) i i i i = Q G ∙ (ρi−1 d − ρd ) + hm,H2 O ∙ A ∙ a cor ∙ (ρopp − ρd ) dt

(2.3.1)

met ρid [kg.m-3] de waterdampdichtheid in de bulk van de gasfase, him,H2 O [m.s-1] de convectieve massaoverdrachtscoëfficiënt van water en ρiopp [kg.m-3] de waterdampdichtheid in de gasfase aan het interfasevlak. Net als bij NH3 beperkt de accumulatie van waterdamp in de gasfase in de grenscellen zich tot het massatransport tussen de cellen. 2.3.2

Berekening waterdampdichtheid van de ingaande stallucht

De relatieve vochtigheid van de ingaande stallucht (RVin) [%] en TGin zijn gegeven. Via TGin kan de verzadigde waterdampspanning, pin vd [Pa], berekend worden met vergelijking 2.3.2 (Theil, 1982). Dit is de waterdampspanning bij een RV van 100 %, m.a.w. de lucht is verzadigd aan waterdamp. 18,30−

pvd = 133,29 ∙ e 54

3816,44 TG + 227,02

(2.3.2)

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser De relatieve vochtigheid geeft de verhouding weer tussen de partiële en verzadigde waterdampspanning (Pollet, 2012b). Zo kan de partiële waterdampspanning van de ingaande stallucht, pin d [Pa], berekend worden met vergelijking 2.3.3. pd =

RV ∙p 100 vd

(2.3.3)

Via de ideale gaswet kan pin d uiteindelijk omgerekend worden naar de waterdampdichtheid van de -3 ingaande stallucht, ρin d [kg.m ] (vgl. 2.3.4):

ρd =

pd ∙ MH2 O R ∙ 1000 g. kg −1 ∙ TG

(2.3.4)

Deze vergelijkingen worden ook grafische weergegeven in het Mollierdiagram. Stel dat de ingaande stallucht volgende eigenschappen heeft: RVin = 65 % en TGin = 22,4 °C (sectie 1.4.1), dan is pin vd = in −3 2674 Pa , pin lucht. d = 1738 Pa en ρd = 0,0127 kg H2 O. m

2.3.3

Maximaal waterverlies

In het pakkingsmateriaal wordt het waswatervolume in elke cel constant verondersteld. In de praktijk zal echter door evaporatie en condensatie het vloeistof- en gasvolume in elke cel wijzigen. Via onderstaande redenering wordt aangetoond dat de invloed van deze processen op beide volumes verwaarloosbaar is. Beschouw volgende extreme situatie: TGin en RVin bedragen respectievelijk 35 °C en 50 % (sectie 1.4.1). Als de uitgaande temperatuur gelijk is aan 32 °C (daling met 3 °C, sectie 1.5.6 c)) met een RV van 100 % wordt een waterverlies bekomen van 14 g H2O.m-3 lucht (via vergelijkingen 2.3.3, 2.3.2 en 2.3.4). Met een gasvolume van 3,3∙10-5 m3 kan in een cel maximaal 8,6∙10-4 g H2O verdampen of 8,6∙10-10 m3 H2O. Het vloeistofvolume in een cel bedraagt 3,0∙10-6 m3 waardoor uiteindelijk maximaal 0,029 % van de totale watermassa in het pakkingsmateriaal verdampt kan worden. Het verschil in watervolume tussen de bovenste en de onderste cel van het pakkingsmateriaal is dus verwaarloosbaar. Hierdoor mogen het vloeistof- en gasvolume in elke cel als constant verondersteld worden. Daarnaast is ook de dikte van de gasfase, en dus ook het gasdebiet, in de luchtwasser constant waardoor het ammoniakverwijderingsrendement bepaald mag worden via vgl. 2.2.39. 2.3.4

Berekening massaoverdracht van water

Naast de uitwisseling van NH3 tussen de gasfase en de vloeistoffase, wordt ook waterdamp uitgewisseld. De uitwisseling tussen de gasen vloeistoffase in een cel met index i staat weergegeven in vergelijking 2.3.5 (Nellis & Klein, 2008) en vormt het tweede deel van de massabalans van water (vgl. 2.3.1). VG ∙

d(ρid ) = him,H2 O ∙ A ∙ acor ∙ (ρiopp − ρid ) dt

(2.3.5)

Analoog als bij het diffuus massatransport van NH3 is de accumulatie van waterdamp in de gasfase recht evenredig met de concentratiegradiënt van water. ρd,opp is de verzadigde waterdampdichtheid 55

Hoofdstuk 2 bij TL (vgl. 2.3.6). Dit is de waterdampdichtheid aan het interfasevlak. Daarnaast is ρd de waterdampdichtheid in de luchtstroom bij TG (vgl. 2.3.4). ρd,opp =

pvd ∙ MH2 O R ∙ 1000 g. kg −1 ∙ TL

(2.3.6)

met pvd [Pa] de verzadigde waterdampspanning van de gasfase, MH2 O [g.mol-1] de molaire massa van water en pd [Pa] de partiële waterdampspanning. Een belangrijk verschil tussen de berekening van hm,NH3 en hm,H2 O is dat de massaoverdrachtscoëfficiënt hm,H2 O,L als oneindig groot wordt beschouwd (weerstand is dus oneindig klein) waardoor hm,H2 O gelijk is aan de massaoverdrachtscoëfficiënt van water in de gasfase (hm,H2 O,G ). Deze wordt analoog berekend als hm,NH3 ,G in sectie 2.2.3, nl. via ReG, ScG,H2 O en ShG,H2 O. Vergelijkingen 2.2.26 (zie sectie 2.4.2) en 2.3.7 geven de berekeningen weer van respectievelijk ReG en ScG,H2 O. ScG,H2 O =

μG ρG ∙ DG,H2 O

(2.3.7)

met DG,H2 O [m2.s-1] de binaire diffusiecoëfficiënt van H2O in de gasfase. DG,H2 O is temperatuurafhankelijk en wordt bepaald met vergelijking 2.3.8 (Nellis & Klein, 2008): DG,H2 O = −2,775 ∙ 10−6 + 4,479 ∙ 10−8 ∙ (273,15 + Tgrens ) 2

+ 1,656 ∙ 10−10 ∙ (273,15 + Tgrens )

(2.3.8)

Met vergelijkingen 2.3.9 en 2.3.10 wordt ShG,H2 O vervolgens bepaald bij respectievelijk een laminaire (ReG < 5·105) en een turbulente (ReG > 5·105) stroming. ShG,H2 O = 0,332 ∙ ReF

1⁄ 2

ShG,H2 O = 0,0296 ∙ ReF

∙ ScG,H2 O

4⁄ 5

1⁄ 3

∙ ScG,H2 O

1⁄ 3

Re < 5 ∙ 105

(2.3.9)

Re > 5 ∙ 105

(2.3.10)

Tenslotte wordt de massaoverdrachtscoëfficiënt van water (hm,H2 O ) bepaald met vergelijking 2.3.11: hm,H2 O =

2.3.5

ShG,H2 O ∙ DG,H2 O Hx,G

(2.3.11)

Waterverlies in buffertank

Het nettoverlies van water in de vloeistoffase als gevolg van de waterverdamping wordt in de buffertank gecorrigeerd met vergelijking 2.3.12 via het verschil in waterdampdichtheid tussen de ingaande en uitgaande stallucht. d(VLtank ) QG =− ∙ (ρ1d − ρin d) dt ρL

56

(2.3.12)

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser Doordat het volume in de buffertank continu wijzigt, verandert daardoor ook de TAN-concentratie in de buffertank. Deze concentratie wordt gecorrigeerd via vergelijking 2.3.13 waarbij de teller de massa TAN voorstelt en de noemer het berekende waswatervolume in de buffertank. tank CL,TAN =

tank CL,TAN ∙ VLtank Q VLtank − ρ G ∙ (ρ1d − ρin d) L

(2.3.13)

2.4 Berekeningen voor warmteoverdracht Naast de convectieve massaoverdracht van NH3 en water, vindt er ook convectieve warmteoverdracht plaats. Convectieve warmteoverdracht is de warmte-uitwisseling tussen de gasfase en de vloeistoffase, die beiden in beweging zijn. De convectieve warmteoverdracht bestaat enerzijds uit voelbare (sectie 2.4.2) en anderzijds uit latente (sectie 2.4.3) warmteoverdracht. De temperatuur heeft een effect op het NH3-verwijderingsrendement aangezien deze van belang is bij de NH3-absorptie. Een hogere temperatuur aan het interfasevlak resulteert namelijk in een lagere Henry-coëfficiënt waardoor de absorptie van NH3 door het waswater daalt (sectie 2.2.2). Daarnaast heeft de latente warmteoverdracht een belangrijke invloed op het waterverbruik van de chemische luchtwasser (via waterverdamping). 2.4.1

Warmtebalansen

De totale warmte-uitwisseling tussen de gasfase en vloeistoffase bestaat uit voelbare en latente warmteoverdracht, resulterend in een daling van de warmte-inhoud van de stallucht, ΦG [J]. Naast warmteoverdracht binnen de cel is de accumulatie van warmte ook afhankelijk van het verticaal warmtetransport tussen de cellen. In deze sectie worden de warmtebalansen van waterdamp, de gasfase en de vloeistoffase besproken. In de volgende sectie wordt dieper ingegaan op de voelbare en latente warmteoverdracht. a) Waterdamp De latente warmte-uitwisseling tussen de gasfase en de vloeistoffase resulteert in een stijging van de hoeveelheid waterdamp waardoor de totale warmte-inhoud van waterdamp in de gasfase, Φst [J], toeneemt (vgl. 2.4.1 en 2.4.2). Deze warmte wordt vervolgens terug opgenomen in de stallucht. i i d(Φst ) d(Φlw ) = dt dt

(2.4.1)

i d(Φst ) = him,H2 O ∙ A ∙ acor ∙ (ρiopp − ρid ) ∙ (∆Hv + cp,st ∙ (TGi − TLi )) dt

(2.4.2)

57

Hoofdstuk 2 b) Gasfase Vergelijking 2.4.3 geeft de warmtebalans van de gasfase weer met enerzijds het advectief (verticaal) warmtetransport tussen de cellen en anderzijds de voelbare warmteoverdracht binnen de cel. Het latente warmtetransport wordt hier niet bijgerekend omdat deze warmte via waterdamp uiteindelijk terug in de gasfase terecht komt. De temperatuurvariaties in de cel worden vervolgens bepaald met vergelijking 2.4.4. Daar wordt het latente warmtetransport wel mee in rekening gebracht (tweede term) omdat dit ten koste gaat van de warmte in de voelbare warmte van de gasfase, resulterend in een daling van de temperatuur in de gasfase. d(ΦGi ) Q G,cel = ∙ (ΦGi+1 − ΦGi ) − hivw ∙ A ∙ acor ∙ (TGi − TLi ) dt VG d(TG,i ) Q G,cel hivw ∙ A ∙ acor ∙ (TGi − TLi ) = ∙ (TGi+1 − TGi ) − dt VG ρiG ∙ VG ∙ cP,G −

i him,H2 O ∙ A ∙ acor ∙ (ρiopp − ρid ) ∙ (∆Hv,i + cp,st ∙ (TGi − TLi ))

(2.4.3)

(2.4.4)

ρiG ∙ VG ∙ cP,G

met ΦGi [J] de warmte-inhoud van de gasfase. c) Vloeistoffase Tenslotte geeft vergelijking 2.4.5 de warmtebalans van de vloeistoffase weer met enerzijds het advectief (verticaal) warmtetransport tussen de cellen en anderzijds de voelbare warmteoverdracht binnen de cel. De temperatuurvariaties in de cel worden vervolgens bepaald met vergelijking 2.4.6. Normaal moet de temperatuur van het waswater nog sterker toenemen via het voelbare warmtetransport, maar een deel ervan wordt terug gebruikt voor het latente warmtetransport. d(ΦLi ) Q L,cel = ∙ (ΦLi−1 − ΦLi ) + hivw ∙ A ∙ acor ∙ (TGi − TLi ) dt VL

(2.4.5)

d(TLi ) Q L,cel hivw ∙ A ∙ acor ∙ (TGi − TLi ) = ∙ (TLi−1 − TLi ) + dt VL ρL ∙ VL ∙ cp,L

(2.4.6)

met ΦLi [J] de warmte-inhoud van de vloeistoffase 2.4.2

Voelbare warmteoverdracht

De vergelijkingen in deze sectie zijn afkomstig van Pieters (2010a). De convectieve voelbare warmteoverdracht is de warmte, afkomstig van de gasfase, die de temperatuur van de vloeistoffase doet toenemen. De voelbare warmteoverdracht in een cel (Φvw ) [W] over tijdsinterval dt wordt berekend via de wet van Fourier (vgl. 2.4.7): i d(Φvw ) = hivw ∙ A ∙ acor ∙ (TGi − TLi ) dt

met hivw [W.m-2.°C-1] de totale convectieve warmteoverdrachtscoëfficiënt. 58

(2.4.7)

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser Bemerk de analogie met de massaoverdracht van NH3 (vgl. 2.2.38 in sectie 2.2.4). Aan het interfasevlak wordt eenzelfde temperatuur bij de gasen vloeistoffase verondersteld (vgl. 2.2.18 in sectie 2.2.2). De totale convectieve warmteoverdrachtscoëfficiënt wordt dan berekend als de inverse van de som van de warmteweerstanden van de gasen vloeistoffase via vergelijkingen 2.4.8 en 2.4.9: 1 1 1 = + hvw hvw,G hvw,L hvw =

(2.4.8)

hvw,G ∙ hvw,L hvw,G + hvw,L

(2.4.9)

met hvw,G [W.m-2.°C-1] en hvw,L [W.m-2.°C-1] de convectieve voelbare warmteoverdrachtscoëfficiënt van respectievelijk de gasen vloeistoffase. Analoog als de ontwikkeling van een concentratiegrenslaag aan het interfasevlak, zal zich een thermische grenslaag ontwikkelen op voorwaarde dat een temperatuurverschil aanwezig is tussen de gasfase en de vloeistoffase. De dikte van de thermische grenslaag (δt,F) wordt gedefinieerd als de afstand van het interfasevlak tot een locatie in het fluïdum waar het temperatuurverschil (Tgrens – Tδ) 99 % bedraagt van het maximale temperatuurverschil (Tgrens – TF) (vgl. 2.4.10): Tgrens − TF,δ = 0,99 Tgrens − TF

(2.4.10)

met TF,δ [°C] de temperatuur op δt,F van het interfasevlak. Praktisch gezien wordt hvw,F bepaald via ReF (vgl. 2.2.26 in sectie 2.2.3), het Prandtlgetal (PrF) [-] en het plaatselijk Nusseltgetal (NuF) [-] van het fluïdum. Vergelijking 2.4.11 geeft de berekening weer van PrF: PrF =

μF ∙ cp,F λF

(2.4.11)

met cp,F [J.kg-1.°C-1] de specifieke warmtecapaciteit van het fluïdum en λF [W.m-1.°C-1] de thermische conductiviteit van het fluïdum. Daarnaast is λG temperatuurafhankelijk en wordt deze bepaald via vergelijking 2.4.12 (Dixon, 2007): λG = 0,02624 ∙ (

273,15 + Tgrens ) 300

0,8646

(2.4.12)

Zoals reeds eerder aangehaald in sectie 2.2.3 worden de lamellen in de luchtwasser verondersteld als vlakke platen waardoor de formules gebruikt worden van gedwongen convectie bij parallelle stroming over vlakke oppervlakken. Vergelijkingen 2.4.13 en 2.4.14 geven de formules weer om NuF te bepalen bij respectievelijk een laminaire (ReF < 5·105) en een turbulente (ReF > 5·105) stroming. Vervolgens kan hvw,F bepaald worden a.d.h.v. NuF (vgl. 2.4.15). 1⁄

1⁄ 3

NuF = 0,332 ∙ ReF 2 ∙ PrF 4⁄

1⁄ 3

NuF = 0,0296 ∙ ReF 5 ∙ PrF

ReF < 5 ∙ 105

(2.4.13)

ReF > 5 ∙ 105

(2.4.14)

59

Hoofdstuk 2 hvw,F =

NuF ∙ λF Hx,F

(2.4.15)

Merk op dat bovenstaande vergelijkingen sterk overeen komen met de berekeningen van de convectieve massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 (sectie 2.2.3). Het verband ertussen wordt weergegeven in vergelijking 2.4.16 m.b.v. het Lewisgetal (LeF) [-], dat de ratio weergeeft tussen ScF,NH3 en PrF (vgl. 2.4.17) (Pieters, 2010b): hvw,F hm,NH3 ,F

=

λF

LeF =

2.4.3

1⁄

DF,NH3 ∙ LeF 3 ScF,NH3 PrF

(2.4.16)

(2.4.17)

Latente warmteoverdracht

Verdamping van water vraagt energie. Een deel van de totale warmteoverdracht van de gasfase naar de vloeistoffase wordt hiervoor ter beschikking gesteld. De latente warmteoverdracht in de cel (Φlw ) [J] wordt berekend op basis van de massaoverdracht van water in de vloeistofvorm naar water in de gasvorm (vgl. 2.3.5), weergegeven in vergelijkingen 2.4.18 (Pollet, 2012b) en 2.4.19. VG ∙

d(ρid ) dt

is de

accumulatie van waterdamp in de gasfase. i d(Φlw d(ρid ) ) = VG ∙ ∙ (∆Hv + cp,st ∙ (TGi − TLi )) dt dt i d(Φlw ) = him,H2 O ∙ A ∙ acor ∙ (ρiopp − ρid ) ∙ (∆Hv + cp,st ∙ (TGi − TLi )) dt

(2.4.18)

(2.4.19)

met ∆Hv de verdampingsenthalpie en cp,st de soortelijke warmtecapaciteit van waterdamp.

2.5 Implementatie in Matlab In deze sectie wordt kort toegelicht welke vergelijkingen uit dit hoofdstuk uiteindelijk in het model zijn geïmplementeerd. De vergelijkingen worden opgedeeld in ammoniaktransport (sectie 2.5.1), watertransport (sectie 2.5.2) en warmtetransport (sectie 2.5.3). 2.5.1

Ammoniaktransport

Ten eerste zijn de massabalansen van NH3 in de gasfase (vgl. 2.2.1) en de vloeistoffase (vgl. 2.2.2) aan het model toegevoegd, samen met de berekeningen van CL,NH+4 (vgl. 2.2.6) en CL,NH3 (vgl. 2.2.7). Daarnaast zijn ook de vergelijkingen van de massabalansen in de grenscellen in het model geïmplementeerd (vgl. 2.2.8, 2.2.9, 2.2.10 en 2.2.11). Ook de berekening van Tgrens is in het model gebracht (vgl. 2.2.18). Vervolgens zijn ook de vergelijkingen omtrent de berekening van de massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 toegevoegd aan het model, nl. hm,NH3 ,F (vgl. 2.2.25), ReF (vgl. 60

Tegenstroommodel voor een chemische luchtwasser 2.2.26), ScF,NH3 (vgl. 2.2.27), ShF,NH3 (vgl. 2.2.31 en 2.2.32) en hm,NH3 (vgl. 2.2.37). Ook is de berekening van het NH3-verwijderingsrendement in het model gebracht (vgl. 2.2.39). Tenslotte werden de vergelijkingen waarbij een parameter bepaald werd i.f.v. de temperatuur aan het model toegevoegd, nl. K e,NH+4 (vgl. 2.2.5), k H (vgl. 2.2.16), ρG (vgl. 2.2.28), μG (vgl. 2.2.29) en μL (vgl. 2.2.30). 2.5.2

Watertransport

Ten eerste is de massabalans van water in de gasfase (vgl. 2.3.1) in het model geïmplementeerd. Voor de berekening van de waterdampdichtheid in de gasfase werden vergelijkingen 2.3.2 (pvd ) 2.3.3 (pd ), 2.3.4 (ρd ) en 2.3.6 (ρd,opp ) aan het model toegevoegd. Vervolgens zijn ook de vergelijkingen omtrent de berekening van de massaoverdrachtscoëfficiënt van water in het model gebracht, nl. ScG,H2 O (vgl. 2.3.7), DG,H2 O (vgl. 2.3.8), ShG,H2 O (vgl. 2.3.9 en 2.3.10) en hm,H2 O (vgl. 2.3.11). Tenslotte zijn de vergelijkingen omtrent het waterverlies in de buffertank in het model geïmplementeerd (vgl. 2.3.12 en 2.3.13). 2.5.3

Warmtetransport

De temperatuurvariaties van de gasfase (vgl. 2.4.4) en de vloeistoffase (vgl. 2.4.6) zijn aan het model toegevoegd. Vervolgens zijn de vergelijkingen m.b.t. de warmteoverdrachtscoëfficiënt aan het model toegevoegd, nl. hvw (vgl. 2.4.9),PrF (vgl. 2.4.11), λG (vgl. 2.4.12), NuF (vgl. 2.4.13 en 2.4.14) en hvw,F (vgl. 2.4.15).

61

H3: Simulatiestudie Het in hoofdstuk 2 opgestelde model werd geïmplementeerd in Matlab en gebruikt voor het uitvoeren van een simulatiestudie. Eerst wordt een referentiesimulatie gedefinieerd. Hierbij worden het NH3-, water- en warmtetransport besproken (sectie 3.1). Vervolgens werden een aantal parameters en variabelen gevarieerd zodoende om het effect hiervan te onderzoeken op het NH3-, water- en warmtetransport. Eerst wordt de invloed van de ontwerpparameters beschreven, nl. het ventilatiedebiet per vleesvarkensplaats (sectie 3.2) en de hoogte van de luchtwasser (sectie 3.3). Vervolgens wordt de invloed van een aantal operationele variabelen besproken die ingedeeld zijn in stoorvariabelen en stuurvariabelen. De stoorvariabelen zijn de temperatuur (sectie 3.4) en de relatieve vochtigheid (sectie 3.5) van de ingaande stallucht. Daarnaast wordt ook een extreme situatie besproken, nl. een warme zomerdag waarbij TGin = 35 °C en QG,v = 60 m3.h-1.vvpl-1 (sectie 3.6). De stuurvariabelen tenslotte zijn de pH (sectie 3.7) en het spuiproces (sectie 3.8).

3.1 Referentiescenario 3.1.1

Inputgegevens

Er wordt enerzijds gebruik gemaakt van waarden uit de literatuur, zoals ingaande stalluchttemperatuur, ingaande RV, pH van het waswater en NH3-productie per vleesvarkensplaats, en anderzijds van specifieke gegevens van de fabrikant, nl. afmetingen van de luchtwasser, verondersteld ventilatiedebiet en het aantal veronderstelde vleesvarkensplaatsen. a) Eigenschappen ingaande stallucht Voor het model zijn gegevens van de ingaande stallucht vereist nl. TGin , RVin, QG,v en EFNH3 . Voor de ingaande stalluchttemperatuur (TGin ) werd de gemiddelde insteltemperatuur in vleesvarkensstallen genomen, nl. 22,4 °C (sectie 1.4.1). Daarnaast werd in de vleesvarkensstal een relatieve vochtigheid (RVin) van 65 % verondersteld aangezien deze in een varkensstal gelegen moet zijn tussen 50 en 80 %. Mosquera et al. (2011) hebben een aantal metingen uitgevoerd bij twee vleesvarkensbedrijven. De ingaande stalluchttemperatuur varieerde van 20,5 tot 26,4 °C met een gemiddelde van 24,0 °C. De ingaande relatieve vochtigheid varieerde van 50,1 tot 84,0 % met een gemiddelde van 64,9 %. Melse et al. (2012) hebben ook een aantal metingen uitgevoerd bij een vleesvarkensbedrijf waarbij de staltemperatuur varieerde van 19,3 tot 26,1 °C (gemiddeld 23,2 °C) en de relatieve vochtigheid van 53,6 tot 71,9 % (gemiddeld 64,2 %). Deze waarden duiden aan dat de veronderstelde ingaande stalluchttemperatuur (22,4 °C) en RV (65 %) een goede inschatting zijn. Het ventilatiedebiet (QG,v) bij het referentiescenario bedroeg 31 m3.h-1.vvpl-1 (i.p.v. 25 m3.h-1.vvpl-1) aangezien de leverancier van de luchtwasser ook deze waarde hanteert. De ammoniakproductie per 62

Simulatiestudie vleesvarkensplaats (EFNH3 ) bedroeg gemiddeld 2,8 kg NH3.vvpl-1.jaar-1 (LNE, 2011). Hiermee bedroeg de NH3-concentratie van de ingaande gasstroom vervolgens 14,5 ppm of 6,05∙10-4 mol.m-3 (vgl. 3.1.1 in tabel 3.1.2). Het gemiddelde ventilatiedebiet varieerde bij Melse et al. (2012) van 24,3 tot 43,3 m3.h-1.vvpl-1 met een gemiddelde van 35,0 m3.h-1.vvpl-1 waardoor het gebruikte ventilatiedebiet (31 m3.h-1.vvpl-1) goed gekozen is. De ingaande NH3-concentratie in het model bedroeg 6,05∙10-5 mol.m-3 of slechts 14,5 ppm. Dit is lager dan de gemeten waarden van Melse et al. (2012): deze varieerden van 26 tot 46 ppm met een gemiddelde van 29 ppm. Ook Peter Demeyer heeft bevestigd dat de NH3-concentratie eerder rond 20 ppm gelegen is (Demeyer, 2013). Nochtans is het gebruikte ventilatiedebiet goed gekozen en is de NH3-productie (2,8 kg NH3.vvpl-1.jaar-1) afkomstig van LNE (2011). Bovendien komt deze NH3-productie goed overeen met de andere waarden uit tabel 1.3.1 aangezien het gemiddelde 2,8 kg NH3.vvpl-1.jaar1 bedraagt. Ook Melse et al. (2012) hebben aangehaald dat de NH3-productie in hun varkensstal 4,3 kg NH3.vvpl-1.jaar-1 bedroeg. Dit duidt dat de NH3-productie, opgesteld door het Departement Leefmilieu, Natuur en Energie van de Vlaamse overheid, een onderschatting kan zijn van de werkelijke waarde in vleesvarkensstallen. b) Eigenschappen luchtwasser Het model is gebaseerd op een module van een tegenstroom luchtwasser dat ontworpen is door Inno+ voor een nieuwbouw vleesvarkensstal van Van Hoydonck NV. Het NH3-verwijderingsrendement bedraagt 95 % bij 31 m3.h-1.vvpl-1. De luchtwasser heeft een maximale specifieke ventilatiebelasting van 4884 m3.h-1.m-2 aanstroomoppervlak. Het aanstroomoppervlak is de oppervlakte onderaan de luchtwasser waardoor de stallucht heen kan. Het pakkingsmateriaal van een module heeft een hoogte (HL) van 0,6 m, een lengte (LL) van 3,3 m en een breedte (BL) van 2,4 m. Het netto aanstroomoppervlak (BL ∙ LL) bedraagt vervolgens 7,9 m2. Hierdoor heeft de module een maximale ventilatiebelasting van 38 681 m3.h-1. Het pakkingsmateriaal bestaat uit een honinggraatstructuur (type 2H PP NET). Het specifiek oppervlak (Aspec) van het pakkingsmateriaal bedraagt 150 m2.m-3 pakkingsmateriaal, wat qua oppervlak overeenkomt met 360 lamellen (Aspec ∙ BL) (beschouwd als vlakke platen). Voor de watersnelheid werd de waarde van Cussler (1997) overgenomen, nl. 0,03 m.s-1. Het waterdebiet (QL) was gebaseerd op een verwante luchtwasser, nl. van Mosquera et al. (2007). Deze chemische luchtwasser is van dezelfde fabrikant (Inno+) en heeft hetzelfde systeemnummer (BWL 2007.05.V3). Het pompdebiet hierbij bedraagt 20 m3.h-1 voor een maximale ventilatiecapaciteit van 20 000 m3.h-1. Indien een lineair verband wordt verondersteld tussen de maximale ventilatiecapaciteit en het waterdebiet, dan heeft de luchtwasser in het model een waterdebiet van 39 m3.h-1. De dikte van de vloeistoffilm werd vervolgens afgeleid van het waterdebiet en de watersnelheid, nl. 2,2∙10-4 m (vgl. 3.1.3 in tabel 3.1.2). Tenslotte werd de dikte van de gasfilm (DG) bepaald, nl. 3,1∙10-3 m. Het pakkingsmateriaal wordt onderverdeeld in 100 rijen (nY), zoals eerder toegelicht in figuur 2.1.1. Het volume van de buffertank (Vbuffertank) bedroeg 2,4 m3. Er werd verondersteld dat het waswater continu aangezuurd wordt om een constante pH van 4 te bekomen. De initiële temperatuur van het waswater in de buffertank (TLin ) bedroeg 13 °C. Aangezien geweten is dat de luchtwasser een gemiddeld NH3-verwijderingsrendement heeft van 95 %, werd proefondervindelijk een correctiefactor acor bepaald van 4 (figuur 3.1.1). Dit is ook aanneembaar aangezien het uitwisselingsoppervlak van waterdruppels groter is dan bij een vlakke plaat. 63

Hoofdstuk 3 100

3

NH -verwijderingsrendement [%]

90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

1

2

3

4

5 6 acor [-]

7

8

9

10

Figuur 3.1.1: NH3-verwijderingsrendement i.f.v. acor bij t = 4,8 h.

c) Overzicht van parameters en variabelen Tabel 3.1.1 geeft een overzicht van de fysische parameters, ontwerpparameters en operationele variabelen die in het model gebruikt werden met hun bijhorende waarde en referentie. Vervolgens geeft tabel 3.1.2 een aantal empirische berekeningen weer die in het model zijn geïmplementeerd. De parameters uit tabel 3.1.1 die varieerden i.f.v. de temperatuur in het model worden ook grafisch voorgesteld. Tabel 3.1.1: Overzicht van de fysische parameters, ontwerpparameters en operationele variabelen in het referentiescenario die in het model gebruikt werden met hun bijhorende waarde en referentie. Parameter

Omschrijving

Waarde

Eenheid

Referentie

A

Oppervlakte van het interfasevlak (dwarsdoorsnede)

0,0198

m²

= Hcel ∙ LL

7,92

m2

Inno+ Inno+

Apakking

Aanstroomoppervlak

Aspec

Specifiek oppervlak van het pakkingsmateriaal

150

m2.m-3

acor

Correctiefactor

4

-

Verondersteld

BL

Breedte van het pakkingsmateriaal

2,4

m

Inno+

in CG,NH 3

Initiële concentratie NH3 in de gasfase

6,05∙10-4

mol.m-3

Vgl. 3.1.1

CL,H+

Concentratie H+ in de vloeistoffase

0,100

mol.m-3

Vgl. 3.1.2 Dixon (2007)[3]

cp,G

Specifieke warmtecapaciteit van de gasfase

1005

J.kg-1.°C-1

cp,L

Specifieke warmtecapaciteit van de vloeistoffase

4189

J.kg-1.°C-1

Wagner & Kretzschmar (2008) [3]

cp,st

Specifieke warmtecapaciteit van waterdamp

1900

J.kg-1.°C-1


DG,H2O

Binaire diffusiecoëfficiënt van H2O in de gasfase

2,39∙10-5 (15 °C)

m².s-1

Vgl. 2.3.8 en figuur 3.1.2

Binaire diffusiecoëfficiënt van NH3 in de gasfase

2,42∙10-5

m2.s-1

Reid & Sherwood (1958)

DL,NH3

Binaire diffusiecoëfficiënt van NH3 in de vloeistoffase

1,24∙10-9

m2.s-1

Reid & Sherwood (1958)

DG

Dikte gasfase

3,2∙10-3

m

=

DL

Dikte vloeistoffase

1,5∙10-4

m

1 ∙ TL − DL 2 Vgl. 3.1.3

dt

Tijdsinterval

5,7∙10-3

s

Vgl. 3.1.4

EFNH3

Emissiefactor van NH3 per vleesvarkensplaats

2,8

kg.vvpl-1.jaar-1

LNE (2011)

DG,NH3

64

Simulatiestudie Parameter

Omschrijving

Waarde

Eenheid

Referentie

Hcel

Hoogte van de cel

6,0∙10-3

m

=

HL

Hoogte van het pakkingsmateriaal

0,60

m

HL nY Verondersteld

mol.m-3

Vgl. 2.2.5 & figuur 3.1.3

K e,NH+4

Zuurconstante van

kH

Henry-coëfficiënt (dimensieloos)

2148 (15 °C)

-

Vgl. 2.2.16 & figuur 3.1.4

k ′0 H

Henry-coëfficiënt bij 25 °C

0,55 [1]

mol.m-3.Pa-1

Sander (2011); Dasgupta & Dong (1986)

LL

Lengte van het pakkingsmateriaal

3,3

m

Verondersteld Picard et al. (2008)

NH4+

2,73∙10-7

(15 °C)

MDL

Molaire massa van droge lucht

28,97

g.mol-1

MH2O

Molaire massa van water

18,01

g.mol-1

Perry & Green (1984)

MNH3

Molaire massa van ammoniak

17,03

g.mol-1

Perry & Green (1984)

Nv


645

-

Inno+

NL

Aantal platen in het pakkingsmateriaal

360

-

Aspec∙BL

NLK

Aantal plaatzijden in het pakkingsmateriaal

720

-

2∙NL

n

Aantal berekeningen (met tijdstap dt)

3158∙103

-

Verondersteld

nY

Aantal cellen in een plaatzijde

100

-

Verondersteld

patm

Atmosfeerdruk

101325

Pa

pin d

Partiële waterdampspanning van de gas instroom

1738

Pa

Vgl. 2.3.3

pin vd

Verzadigde waterdampspanning van de gas instroom

2674

Pa

Vgl. 2.3.2

pH

Zuurtegraad

4

-

Verondersteld

QG

Gasdebiet doorheen de luchtwasser

5,6

m3.s-1

Vgl. 3.1.5

Gasdebiet doorheen een cel

7,7∙10-3

m.s-1

Vgl. 3.1.6 Inno+

QG,cel QG,v

Gasdebiet per vleesvarkensplaats

31

m3.h-1

QL

Vloeistofdebiet doorheen de luchtwasser

11∙10-3

m3.s-1

Gebaseerd op Mosquera et al. (2007)

QL,cel

Vloeistofdebiet doorheen een cel

1,5∙10-5

m3.s-1

Vgl. 3.1.6 Perry & Green (1984)

R

Universele gasconstante

8,134

J.mol-1.°C-1

RV in

Relatieve vochtigheid van de gas instroom

65

%

Van Gansbeke (2009)

S

Maximale toegelaten concentratie (NH4)2SO4 in water

2,1∙103

mol.m-3

LNE (2011)

25

°C

Sander (2011)

k ′0 H

T0

Temperatuur bij

TGin

Temperatuur van de gas instroom

22,4

°C

Verondersteld

TLin

Temperatuur van vers waswater

13

°C

Verondersteld

TL

Afstand tussen twee platen

6,67∙10-3

m

=

Vbuffertank

Volume van de buffertank

2,38 (opstart)

m3

BL NL Verondersteld

VLtank

Volume van de buffertank onder een plaatzijde

3,3∙10-3 (opstart)

m3

=

VG

Volume van de gasfase in een cel

6,3∙10-5

m3

Vbuffertank NLK = DG ∙ A

VL

Volume van de vloeistoffase in een cel

3,0∙10-6

m3

= DL ∙ A

vG

Gassnelheid

0,73

m.s-1

Vgl. 3.1.7 Cussler (1997)

vL

Vloeistofsnelheid

0,030

m.s-1

∆Hopl

Enthalpie van de oplossing

505 [2]

J.mol-1

Sander (2011); Dasgupta & Dong (1986)

∆Hv

Verdampingsenthalpie van water

2465∙103 (15 °C)

J.kg-1


λG

Thermische conductiviteit van de gasfase

2,53∙10-2 (15 °C)

W.m-1.°C-1

Vgl. 2.4.12 & figuur 3.1.9

65

Hoofdstuk 3 Parameter

Omschrijving

Waarde

Eenheid

Referentie

λL

Thermische conductiviteit van de vloeistoffase

0,591 (15 °C)

W.m-1.°C-1


μG

Dynamische viscositeit van de gasfase

17,9∙10-6 (15 °C)

Pa.s-1

Vgl. 2.2.29

Dynamische viscositeit van de vloeistoffase

923∙10-6

Pa.s-1


μL ρin d

Waterdampdichtheid van de gas instroom

ρG

Dichtheid van de gasfase

ρL

Dichtheid van de vloeistoffase

(15 °C)

0,0107 1,19 (22,4 °C;RV = 65 %)

999,1 (15 °C)

H2O.kg-1

kg lucht

Vgl. 2.3.4

kg.m-3


kg.m-3


[1]

via 56 mol. kg −1 . bar −1 ∙ 10−5 bar. Pa−1 ∙ 999 kg. m−3

[2]

via

[3]

de temperatuur heeft geen belangrijke invloed op deze waarden waardoor ze constant worden verondersteld

−∆Hopl R

= 4200 K

Tabel 3.1.2: Empirische vergelijkingen die in het model gebruikt zijn. Nummer (3.1.1) (3.1.2) (3.1.3) (3.1.4) (3.1.5) (3.1.6) (3.1.7)

66

in CG,NH 3

Formule EFNH3 3600 s. h−1 ∙ 1000 g. kg −1 = ∙ QG,v ∙ MNH3 3,154 ∙ 107 s. jaar −1 CL,H+ = 10−pH ∙ 1000 1 QL ∙ TL DL = ∙ 2 Apakking ∙ vL VG dt = ∙ 0,7 QG,cel QG = QG,v ∙ Nvarkens QF QF,cel = NLK QG vG = DG Apakking ∙ DL + DG

Simulatiestudie -5

2.8

-7

x 10

x 10

2.75

14

2.7 12

[mol.m-3]

[m2.s -1]

2.65

e,NH

2.5

8

K

D

10

+ 4

2.55

2

G,H O

2.6

6

2.45 2.4

4 2.35 2.3 10

15

20

25 T [°C]

30

35

2 10

40

Figuur 3.1.2: Diffusiecoëfficiënt van water in de gasfase (𝐃𝐆,𝐇𝟐 𝐎 ) i.f.v. T.

15

20

25 T [°C]

30

35

40

Figuur 3.1.3: Zuurconstante van NH4+ (𝐊 𝐞,𝐍𝐇+ ) i.f.v. T. 𝟒

3000

8000

7000 2500 6000

5000

p

vd

H

k [-]

[Pa]

2000

1500

4000

3000 1000 2000

500 10

15

20

25 T [°C]

30

35

Figuur 3.1.4: Henry-coëfficiënt (kH) i.f.v. T.

40

1000 10

15

20

25 T [°C]

30

35

Figuur 3.1.5: Verzadigde waterdampspanning (pvd) i.f.v. T.

In figuur 3.1.2 varieert de diffusiecoëfficiënt van water in de gasfase van 2,32∙10-5 m2.s-1 bij 10 °C tot 2,75∙10-5 m2.s-1 bij 40 °C (+19 %). In figuur 3.1.3 varieert de zuurconstante van NH4+ van 1,86∙10-7 mol.m3 bij 10 °C tot 15,6∙10-7 mol.m-3 bij 40 °C (factor 8,4 groter). In figuur 3.1.4 varieert de Henry-coëfficiënt van 2,73∙103 bij 10 °C tot 729 bij 40 °C (factor 3,7 kleiner). In figuur 3.1.5 varieert de verzadigde waterdampspanning in de gasfase van 1,20∙103 Pa bij 10°C tot 7,33∙103 Pa bij 40 °C (factor 6,1 groter).

67

40

Hoofdstuk 3 -5

x 10

1350

1.9

1250

1.88

1150

1.86

1050

μL [Pa.s-1]

-1 G [Pa.s ]

1.92

1.84

y = 1602,4e-0,023x R² = 0,9968

950

1.82

850 1.8

750 1.78

650 10

15

20

25 T [°C]

30

35

Figuur 3.1.6: Dynamische viscositeit van de gasfase (µG) i.f.v. T.

1.22

10

40

30

40

0.0275

0.027

1.18 1.16

0.0265

G [W.m -1.K-1]

-3 G [kg.m ]

T [°C]

Figuur 3.1.7: Dynamische viscositeit van de vloeistoffase (µ L) i.f.v. T.

RV = 50% RV = 75% RV = 100%

1.2

20

1.14 1.12 1.1

0.026

0.0255

1.08 1.06

0.025

1.04 1.02 10

15

20

25 T [°C]

30

35

Figuur 3.1.8: Dichtheid van de gasfase (ρG) i.f.v. T en RV.

40

0.0245 10

15

20

25 T [°C]

30

Figuur 3.1.9: Thermische conductiviteit van de gasfase (λG) i.f.v. T.

In figuur 3.1.6 varieert de dynamische viscositeit van de gasfase van 1,77∙10-5 Pa.s-1 bij 10 °C tot 1,91∙105 Pa.s-1 bij 40 °C (+7,9 %). In figuur 3.1.7 varieert de dynamische viscositeit van de vloeistoffase van 1,27∙103 Pa.s-1 bij 10 °C tot 639 Pa.s-1 bij 40 °C (-50 %). De punten hierbij geven de waarden weer die afkomstig zijn uit de tabel van Wagner & Kretzschmar (2008). Vervolgens is hieraan een exponentiële trendlijn aan gefit. In figuur 3.1.8 varieert de dichtheid van de gasfase van 1,22 kg.m-3 bij 10 °C en RV = 50 % tot 1,03 kg.m-3 bij 40 °C en RV = 100 % (-16 %). In figuur 3.1.9 varieert de thermische conductiviteit van de gasfase van 2,50∙10-2 W.m-2.°C-1 bij 10 °C tot 2,72∙10-2 W.m-2.°C-1 bij 40 °C (+8,8 %).

68

35

40

Simulatiestudie 3.1.2

Resultaten

a) Introductie In deze sectie worden de resultaten van het referentiemodel weergegeven. Eerst wordt het warmtetransport in beeld gebracht via het temperatuurprofiel van de gasen vloeistoffase en de temperatuur van de buffertank. Vervolgens wordt het watertransport in het pakkingsmateriaal toegelicht m.b.v. ρd en RV in het pakkingsmateriaal. Daarnaast wordt ook het watervolume in de buffertank i.f.v. de tijd weergegeven om het waterverlies te kwantificeren. Tenslotte wordt de NH3verwijdering besproken met de stikstofprofielen in de gasen vloeistoffase en de stikstofconcentratie in de buffertank om uiteindelijk het NH3-verwijderingsrendement te bekomen. De stikstofbalans werd ook steeds gecontroleerd: het verschil tussen enerzijds de ingaande stikstofstroom en anderzijds de uitgaande stikstofstroom en de accumulatie van stikstof in het pakkingsmateriaal en de buffertank is gedurende het hele proces gelijk aan nul. Bij de figuren waarbij de variabele weergegeven wordt i.f.v. de plaats (hoogte) in het pakkingsmateriaal, staat op de verticale as de hoogte van de cel in het pakkingsmateriaal en op de horizontale as de bijhorende variabele. De stallucht komt nl. onderaan de luchtwasser binnen (hoogte: 0 m) terwijl het ingaande waswater zich bovenaan het pakkingsmateriaal bevindt (hoogte: 2,9 m). Op die manier kan de variabele het best grafisch geïnterpreteerd worden. Bij het referentiescenario bedroeg de gesimuleerde tijdsduur 5 uur. Het model was op dat moment in evenwicht, m.a.w. er vond geen wijziging van het NH3-, water- en warmtetransport plaats zolang het proces niet gewijzigd werd (dus tot aan het spuien van het waswater). Daarnaast werd een tweede simulatie uitgevoerd van slechts 17 seconden om zo de resultaten bij de opstart te vergelijken met de resultaten bij evenwicht.

0.5

0.5

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

b) Parameters

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

0

5

10

15

20 -2

-1

hvw ,G [W.m .K ]

25

30

0

0

200

400

600

800

1000

hvw ,L [W.m-2.K-1]

Figuur 3.1.10: Voelbare warmteoverdrachtscoëfficiënt (h vw,F) van de gasfase (links) en de vloeistoffase (rechts) over het pakkingsmateriaal bij t = 5 h.

69

1200

Hoofdstuk 3

0.5

hoogte [m]

0.4

0.3

0.2

0.1

0

0

5

10

15

20

hvw [W.m-2.K-1]

Figuur 3.1.11: Totale voelbare warmteoverdrachtscoëfficiënt (h vw) over het pakkingsmateriaal bij t = 5 h.

Er was een afname van hvw,G bij de passage van de stallucht doorheen het pakkingsmateriaal: van 31 W.m-2.°C-1 onderaan tot 2,2 W.m-2.°C-1 bovenaan. Vervolgens was er ook een afname van hvw,L bij de passage van het waswater doorheen het pakkingsmateriaal: van 1,2∙103 W.m-2.°C-1 bovenaan tot 88 W.m-2.°C-1 onderaan het pakkingsmateriaal (figuur 3.1.10). Figuur 3.1.11 geeft het hvw-profiel weer in het pakkingsmateriaal. Deze varieerde van 23 W.m-2.°C-1 onderaan tot 2,2 W.m-2.°C-1 bovenaan het pakkingsmateriaal.

0.5

hoogte [m]

0.4

0.3

0.2

0.1

0

0

0.005

0.01

0.015

0.02

0.025

hm,NH ,G [m.s -1] 3

Figuur 3.1.12: Massaoverdrachtscoëfficiënt van water in de gasfase (𝐡𝐦,𝐇𝟐 𝐎,𝐆 ) over het pakkingsmateriaal bij t = 5 h.

Figuur 3.1.12 geeft het profiel van hm,H2 O,G weer in het pakkingsmateriaal. Deze varieerde van 2,8∙102 m.s-1 onderaan tot 2,0∙10-3 m.s-1 bovenaan het pakkingsmateriaal.

70

Simulatiestudie

Totale NH3-weerstandscoëfficiënt NH3-weerstandscoëfficiënt gasfase 0.5

NH3-weerstandscoëfficiënt vloeistoffase

hoogte [m]

0.4

0.3

0.2

0.1

0

0

2

4

6

8

10

(hm,NH )-1 [s.m-1]

5

x 10

3

Figuur 3.1.13: Plaatselijke weerstandscoëfficiënt van NH3 in de gasfase en de vloeistoffase en de plaatselijke totale weerstandscoëfficiënt van NH3 over het pakkingsmateriaal bij t = 5 h.

0.5

hoogte [m]

0.4

0.3

0.2

0.1

hm,NH

3

hm,NH ,L 0

3

0

0.2

0.4

0.6 hm,NH [m.s -1]

0.8

1

1.2 -5

x 10

3

Figuur 3.1.14: Totale plaatselijke massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 (𝐡𝐦,𝐍𝐇𝟑 ) en plaatselijke massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 in de vloeistoffase (𝐡𝐦,𝐍𝐇𝟑,𝐋 ) over het pakkingsmateriaal bij t = 5 h.

De NH3-weerstandscoëfficiënt in de gasfase varieerde van 36 s.m-1 onderaan tot 5,1∙102 s.m-1 bovenaan het pakkingsmateriaal. De NH3-weerstandscoëfficiënt in de vloeistoffase en de totale NH3weerstandscoëfficiënt varieerden tijdens de passage doorheen het pakkingsmateriaal van 8,0∙104 s.m1 bovenaan tot 1,1∙106 s.m-1 onderaan het pakkingsmateriaal (figuur 3.1.13). Hiermee namen hm,NH3 en hm,NH3 ,L af van 1,2∙10-5 m.s-1 bovenaan tot 8,9 ∙10-7 m.s-1 onderaan het pakkingsmateriaal (figuur 3.1.14).

71

Hoofdstuk 3

0.5

hoogte [m]

0.4

0.3

0.2

0.1

0

3.37

3.38

3.39

3.4

3.41

3.42

3.43

3.44

3.45

Ke,NH+ [mol.m-3]

3.46 -7

x 10

4

Figuur 3.1.15: 𝐊𝐞,𝐍𝐇+ -profiel van de vloeistoffase in het pakkingsmateriaal bij t = 5 h. 𝟒

Uit figuur 3.1.15 valt af te leiden dat K e,NH+4 daalde van 3,43∙10-7 mol.m-3 bovenaan het pakkingsmateriaal tot 3,40∙10-7 mol.m-3 op 0,555 m hoogte, waarna het vervolgens terug toenam tot 3,43∙10-7 mol.m-3 onderaan het pakkingsmateriaal. Het verloop van K e,NH+4 werd geïnduceerd door de temperatuur van de vloeistoffase (vgl. 2.2.5 en figuur 3.1.16). c) Warmtetransport

0.5

0.5

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

t = 17s t = 5h

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

14

16

18 TG [°C]

20

22

0

14

16

18 TL [°C]

20

22

Figuur 3.1.16: Temperatuurprofiel van de gas- (links) en vloeistoffase (rechts) bij de opstart (t = 17 s) en bij evenwicht (t = 5 h).

Bij de opstart van de luchtwasser (t = 17 s) was een sterke temperatuurdaling van de stallucht 17s °C tot 14,3 °C. De daling was het meest uitgesproken onderaan doorheen de luchtwasser, nl. vant =22,4 t = 4h het pakkingsmateriaal. De bijhorende temperatuurstijging van het waswater was slechts beperkt (+1,6 °C).

72

Simulatiestudie In de evenwichtssituatie werd een beperktere daling van de stalluchttemperatuur vastgesteld, nl. van 22,4 °C tot 17,7 °C. Eerst was er een sterke daling van de temperatuur (tot 17,5 °C), waarna de temperatuur terug zeer beperkt toenam (+0,2 °C). De uitgaande stallucht kende uiteindelijk een temperatuurdaling van 4,7 °C bij de passage doorheen het pakkingsmateriaal. Een omgekeerd scenario was bij de temperatuur van het waswater: eerst een lichte afname (- 0,15 °C) waarna de temperatuur op het einde toenam tot de dezelfde temperatuur als die van het waswater in de buffertank, nl. 18,1 °C.

18 17.5 17

[°C]

16.5

buffertank

16 15.5

T

15 14.5 14 13.5 13 0.5

1

1.5

2

2.5 Tijd [h]

3

3.5

4

4.5

5

Figuur 3.1.17: Temperatuur van de buffertank i.f.v. de tijd.

De temperatuur van het waswater in de buffertank nam gedurende het eerste uur sterk toe van 13 °C tot 18,1 °C door de convectieve voelbare warmteoverdracht tussen de gasfase en de vloeistoffase. Na ongeveer 1,5 uur stagneerde de temperatuur in de buffertank. d) Watertransport

t = 17s t = 5h

0.5

0.5

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

t = 17s t = 5h

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

11.5

12

12.5

13

rhod [g H2O m

13.5 -3

lucht]

14

14.5

15

0

65

70

75

80 85 RV [%]

90

95

Figuur 3.1.18: Waterdampdichtheid (links) en relatieve vochtigheid (rechts) over het pakkingsmateriaal bij t = 17 s en t = 5 h.

73

100

Hoofdstuk 3 Bij de opstart van de chemische luchtwasser daalde de waterdampdichtheid van 12,7 g H2O.m-3 tot 11,4 g H2O.m-3. Dit komt overeen met een waterwinst[1] voor de vloeistoffase van 1,3 g H2O.m-3 lucht. In de evenwichtssituatie nam de waterdampdichtheid echter toe tot 14,7 g H2O.m-3, wat overeenkomt met een waterverlies van 2,0 g H2O.m-3. Bij de opstart nam RV van de uitgaande stallucht toe tot 94 %, terwijl bij evenwicht de stallucht zo goed als waterverzadigd was (RV = 99 %). Ook was de stallucht bij evenwicht reeds waterverzadigd op ongeveer 0,2 m hoogte.

2.4

V

buffertank

[m³]

2.35

2.3

2.25

2.2

2.15 0.5

1

1.5

2

2.5 Tijd [h]

3

3.5

4

4.5

5

Figuur 3.1.19: Volume van de buffertank i.f.v. de tijd.

Bij de opstart was een lichte stijging van het watervolume merkbaar doordat waterdamp werd onttrokken aan de gasfase. Een volumepiek van 2,3775 m3 werd bereikt na 6,6 minuten, wat neerkomt op een stijging van 1,5 l of 0,06 % van het oorspronkelijke watervolume (2,3760 m3) in de buffertank. Daarna werd een dalende trend vastgesteld van 11 ml.s-1 (39 l.h-1) door waterverlies onder de vorm van waterdamp.

[1]

Waterwinst en -verlies worden steeds bekeken vanuit het standpunt van de vloeistoffase, m.a.w. een stijging van de waterdampdichtheid in de gasfase gaat gepaard met een waterverlies in de vloeistoffase en vice versa. 74

Simulatiestudie e) Ammoniaktransport

t = 17s t = 5h 0.5

hoogte [m]

0.4

0.3

0.2

0.1

0

0

1

2

3 [NH3] [mol/m³]

4

5

6 -4

x 10

Figuur 3.1.20: NH3-profiel van de gasfase over het pakkingsmateriaal (t = 5 h).

0.5

0.5

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

Er was een beduidende daling van de stikstofconcentratie in de gasfase bij de passage doorheen het pakkingsmateriaal, nl. van 6,05∙10-4 mol.m-3 (14,5 ppm) tot 2,43∙10-5 mol.m-3 (0,584 ppm) bij evenwicht. De daling van de NH3-concentratie was verspreid over het hele pakkingsmateriaal. In de evenwichtssituatie was er een verschuiving van het gasprofiel waarbij de uitgaande NH3-concentratie hoger was tegenover bij de opstart (2,43∙10-5 mol.m-3 bij evenwicht tegenover 1,45∙10-5 mol.m-3 bij de opstart).

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0 11.4

11.5

11.6

11.7 11.8 [Ntot] [mol/m³]

11.9

12

12.1

0

23.8

24

24.2

24.4 [Ntot] [mol/m³]

24.6

24.8

Figuur 3.1.21: TAN-profiel van de vloeistoffase in het pakkingsmateriaal bij t = 2,5 h (links) en t = 5 h (rechts).

75

25

0.5

0.5

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

Hoofdstuk 3

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0 11.4

11.5

11.6

11.7

11.8

11.9

12

0

12.1

23.8

24

24.2

[NH+4] [mol/m³]

24.4

24.6

24.8

25

[NH+4] [mol/m³]

Figuur 3.1.22: 𝐍𝐇𝟒+ -profiel van de vloeistoffase in het pakkingsmateriaal bij t = 2,5 h (links) en t = 5 h (rechts).

0.5

0.5

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

Het NH4+-profiel van de vloeistoffase in het pakkingsmateriaal (figuur 3.1.22) kwam sterk overeen met het TAN-profiel (figuur 3.1.21). Bij de passage doorheen de luchtwasser stegen zowel de TAN- als de NH4+-concentratie in 20 seconden tijd (verblijftijd van het waswater in de luchtwasser) met 0,27 mol.m3 waswater, wat neerkomt op een stijging van 1,4∙10-2 mol.m-3.s-1. Verder vertoonden beide profielen een meer verticaal verloop naarmate de tijd vorderde (links t.o.v. rechts). Hiermee was de stijging van beide concentraties over de hoogte van het pakkingsmateriaal minder uitgesproken.

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

3.95

4

4.05 [NH3] [mol/m³]

4.1

0 8.15

4.15 -5

x 10

8.2

8.25

8.3

8.35 8.4 [NH3] [mol/m³]

8.45

8.5

Figuur 3.1.23: NH3-profiel van de vloeistoffase in het pakkingsmateriaal bij t = 2,5 h (links) en t = 5 h (rechts).

Enkel onderaan het pakkingsmateriaal was er een beduidende toename van de NH3-concentratie (+1,09∙10-6 mol.m-3 in de laatste 5 cm). Ook wijzigde het uitzicht van het profiel naarmate de tijd vorderde (links t.o.v. rechts) totdat er zelfs eerst een afname was van de NH3-concentratie in het waswater wanneer deze naar beneden vloeide.

76

8.55 -5

x 10

Simulatiestudie

tot

[N ] [mol/m³]

20

15

10

5

0

0.5

1

1.5

2

2.5 Tijd [h]

3

3.5

4

4.5

5

Figuur 3.1.24: TAN-concentratie in de buffertank i.f.v. de tijd.

In de evenwichtssituatie leek de TAN-concentratie lineair toe te nemen in de buffertank. Maar indien de gesimuleerde tijdsduur verhoogd werd (figuur 3.8.2 in sectie 3.8.1), was een exponentiële toename zichtbaar.

100

3


90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

0.5

1

1.5

2

2.5 Tijd [h]

3

3.5

4

4.5

5

Figuur 3.1.25: NH3-verwijderingsrendement i.f.v. de tijd.

Bij de opstart bedroeg het NH3-verwijderingsrendement 97,6 % bij een ventilatiedebiet van 31 m3.h1 .vvpl-1. In de evenwichtssituatie was een lichte daling van het verwijderingsrendement t.o.v. de opstart vastgesteld, maar uiteindelijk stagneerde het rendement bij 96,0 %.

77

Hoofdstuk 3 3.1.3

Bespreking

a) Warmtetransport Bij de opstart is een sterke daling van de luchttemperatuur merkbaar (figuur 3.1.16), te wijten aan het grote contactoppervlak tussen de gasfase en de vloeistoffase die vereist is om voldoende NH3 uit de gasfase te verwijderen. Onderaan het pakkingsmateriaal is de temperatuurdaling het sterkst door het grote temperatuurverschil tussen de warme ingaande stallucht (22 °C) en het koudere waswater (13 °C). Tevens is er een grote totale convectieve warmteoverdrachtscoëfficiënt (hvw,tot) (figuur 3.1.16), te wijten aan een grote convectieve warmteoverdrachtscoëfficiënt van de gasfase (hvw,G) (figuur 3.1.10, links). De invloed van de convectieve warmteoverdrachtscoëfficiënt van de vloeistoffase (hvw,L) (figuur 3.1.10, rechts) op hvw,tot is namelijk verwaarloosbaar doordat de warmteweerstand (hvw,F-1) in de gasfase veel groter is. Deze grotere weerstand in de gasfase is voornamelijk te wijten aan een lagere dynamische viscositeit (17,9∙10-6 Pa.s t.o.v. 923∙10-6 Pa.s voor respectievelijk de gasfase en de vloeistoffase). Zowel de gasfase als de vloeistoffase blijven gedurende de hele passage in het laminaire regime doordat het Reynoldsgetal onder de drempelwaarde van 5∙105 blijft. Hierdoor wordt een intense uitwisseling van warmte in de grenslaag beperkt. Bij de opstart is de temperatuurstijging van de vloeistoffase eerder beperkt t.o.v. de temperatuurdaling van de gasfase doordat de warmtecapaciteit van water (4189 J.kg-1.°C-1) groter is dan deze van stallucht (1005 J.kg-1.°C-1). Door de warmteafgifte van de stallucht en de continue recirculatie van het waswater, neemt de temperatuur van het waswater in de buffertank toe tot 18,1 °C (figuur 3.1.17), resulterend in een kleiner temperatuurverschil tussen de gasfase en de vloeistoffase. Hierdoor vermindert de warmteuitwisseling tussen beide fasen, resulterend in een kleinere temperatuurdaling van de gasfase (figuur 3.1.16). Uiteindelijk blijft de temperatuur van het waswater in de buffertank stabiel doordat de nettoopname van voelbare warmte even groot is als de latente warmteafgifte, m.a.w. alle opgenomen warmte afkomstig van de gasfase wordt gebruikt om het water te verdampen. Door de latente warmteoverdracht bereikt het waswater nooit eenzelfde temperatuur als deze van de ingaande stallucht. In de evenwichtssituatie daalt eerst de temperatuur van de stallucht door de voelbare warmteafgifte aan het koudere waswater. Een deel van de warmte wordt gebruikt voor de waterverdamping, de overige warmte resulteert in een temperatuurstijging van het waswater tot de oorspronkelijke temperatuur van de buffertank. Hierdoor is de gasfase op 0,14 m hoogte 0,37 °C kouder dan de vloeistoffase. Dit resulteert in een warmteoverdracht van de vloeistoffase naar de gasfase bij de verdere passage doorheen de luchtwasser. De temperatuur van het waswater bovenaan het pakkingsmateriaal daalt hierdoor eerst waarna het vervolgens stijgt tot de temperatuur van de buffertank. Het verschil tussen de ingaande en uitgaande temperatuur bij figuur 3.1.16 wordt enkel nog geïnduceerd door de overdracht van latente warmte van de vloeistoffase naar de gasfase met de vorming van waterdamp dat mee naar buiten wordt afgevoerd. In sectie 1.5.6 c) is reeds aangehaald dat de temperatuur van de stallucht van 3 tot 5 °C daalt bij het passeren van de luchtwasser. De temperatuurdaling in het model bedraagt 4,7 °C en valt dus binnen deze range. Tevens is in die sectie vastgesteld dat de relatieve vochtigheid van de uitgaande stallucht steeds ongeveer 100 % bedraagt, wat overeenkomt met de waarde uit het model (99 %).

78

Simulatiestudie b) Watertransport Figuur 3.1.18 geeft de waterdampdichtheid en de relatieve vochtigheid weer bij de opstart en bij evenwicht. Bij de opstart is de waterdampdichtheid van de uitgaande stallucht kleiner dan deze van de ingaande stallucht. Door de lage temperatuur van het waswater is de waterdampspanning aan het interfasevlak laag (1469 Pa bij 13 °C) terwijl de ingaande stallucht een waterdampspanning heeft van 1738 Pa. Hierdoor treedt er condensatie op en daalt de waterdampspanning van de gasfase tot 1504 Pa. Het condensaat zal vervolgens opgevangen worden in de buffertank, resulterend in een stijging van het volume ervan (figuur 3.1.19). In de evenwichtssituatie neemt de temperatuur van het waswater toe door recirculatie waardoor de temperatuur aan het interfasevlak minder snel daalt. Hierdoor kan de uitgaande stallucht steeds meer waterdamp vasthouden. Na 11,4 minuten is er een kantelpunt waarbij de evaporatie groter wordt dan de condensatie. Hierdoor daalt het waswatervolume van de buffertank (figuur 3.1.19). De temperatuur van de stallucht in het pakkingsmateriaal neemt na de daling slechts gestaag toe (figuur 3.1.16) en limiteert verdere evaporatie. Uiteindelijk bedraagt de waterdampdichtheid van de uitgaande stallucht bij evenwicht 14,7 g H2O.m-3 lucht (RV = 99 %) wat overeen komt met een waterverlies voor de buffertank van 2,0 g H2O.m-3 lucht. Opvallend bij dit proces is de zeer snelle waterverzadiging van de stallucht in het pakkingsmateriaal (bij evenwicht vrijwel onmiddellijk). Dit is enerzijds te verklaren via de hoge convectieve massaoverdrachtscoëfficiënt van water onderaan het pakkingsmateriaal (figuur 3.1.12) doordat de dikte van de grenslaag daar slechts beperkt is. Anderzijds is de diffusiecoëfficiënt van water in de gasfase (DG,H2 O ) belangrijk aangezien de diffusiecoëfficiënt ervan in het waswater oneindig groot is en deze dus niet bijdraagt aan de totale massaoverdrachtscoëfficiënt van water. Dit in tegenstelling tot de diffusiecoëfficiënt van NH3 in de vloeistoffase die zeer laag is (1,24∙10-9 m2.s-1) en daarmee het meest limiterend is bij NH3-overdracht. De diffusiecoëfficiënt van water in de gasfase bedraagt 2,42∙105 m2.s-1 en komt hiermee sterk overeen met DG,NH3 (2,39∙10-5 m2.s-1). Om dus steeds een minimale NH3-verwijdering van 70 % te realiseren zal bij evenwicht de bijhorende RV van de stallucht die de luchtwasser verlaat steeds +/- 100 % bedragen. c) Ammoniaktransport Figuur 3.1.20 toont dat de NH3-massaoverdracht van de gasfase naar de vloeistoffase relatief constant blijft doorheen de luchtwasser. Enerzijds wordt het verschil tussen de NH3-concentratie in de vloeistoffase aan de grenslaag (CL,NH3 ,grens ) en in de bulk (CL,NH3 ) kleiner naarmate de stallucht verder passeert doorheen het pakkingsmateriaal. Anderzijds neemt de totale plaatselijke convectieve massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 (hm,NH3 ,tot ) toe (figuur 3.1.14) waardoor de grafiek een redelijk lineair verloop heeft. Deze totale convectieve massaoverdrachtscoëfficiënt is hoofdzakelijk afhankelijk van hm,NH3 ,L, gezien de weerstand van het NH3-transport in de gasfase verwaarloosbaar is t.o.v. de weerstand in de vloeistoffase (figuur 3.1.13). De hogere waarde van de massaoverdrachtscoëfficiënt van NH3 in de vloeistoffase bovenaan het pakkingsmateriaal is te wijten aan de dunnere grenslaag. In de evenwichtssituatie is een verschuiving van het NH3-profiel naar boven merkbaar (dus een hogere NH3-concentratie in de uitgaande lucht), veroorzaakt door een lagere Henry-coëfficiënt. Deze neemt namelijk af bij een stijgende temperatuur aan het interfasevlak (figuur 3.1.4). 79

Hoofdstuk 3 Het TAN- (figuur 3.1.21) en NH4+- (figuur 3.1.22) profiel doorheen de luchtwasser komen visueel sterk overeen. Dit is eenvoudig te verifiëren via onderstaande redenering. In elke cel wordt een evenwicht verondersteld tussen de NH3- en NH4+-concentratie (vgl. 2.2.4). Door de lage zuurconstante van NH4+ (2,73∙10-7 mol.m-3 bij 15 °C) en de lage pH (4) wordt bijna alle opgenomen NH3 omgezet tot NH4+ CL,NH+

(C

4

L,NH3

C

= K L,H

+

e,NH+ 4

10−1 mol.m−3

= 2,73∙10−7 mol.m−3 = 3,66 ∙ 105 ) en bestaat 99,9997 % van de totale ammoniakale

stikstof in de vloeistoffase uit NH4+ bij 15 °C. De temperatuur van het waswater in het pakkingsmateriaal varieert waardoor ook K e,NH+4 varieert (vgl. 2.2.5 in sectie 2.2.1 en figuur 3.1.3). Onderaan het pakkingsmateriaal neemt de temperatuur van het waswater plots lichtjes toe (+0,7 %), resulterend in een hogere K e,NH+4 (+0,9 %) en vervolgens in CL,NH+

een daling van de verhouding C

4

L,NH3

(-0,9 %). De NH3-concentratie neemt hierdoor toe met 0,9 % ten

koste van de NH4+-concentratie en verklaart hiermee de plotse concentratiestijging op het einde van het pakkingsmateriaal in figuur 3.1.23. Het effect hiervan op de NH4+-concentratie (-0,000003 %) is verwaarloosbaar. De TAN-concentratie in de buffertank neemt lineair toe (figuur 3.1.24). Enerzijds wordt TAN aangevoerd vanuit het waswater dat het pakkingsmateriaal is gepasseerd, resulterend in een stijging van de TAN-concentratie. Anderzijds daalt het watervolume (figuur 3.1.19) doordat water verdampt in het pakkingsmateriaal en zonder toevoeging van vers waswater wordt TAN ingedikt in de buffertank. Een toename van de TAN-concentratie in de buffertank leidt ook tot een toename van de NH3concentratie in de vloeistoffase in het pakkingsmateriaal. Hierdoor wordt de concentratiegradiënt van NH3 (k H ∙ CG,NH3 , − CL,NH3 ) in vgl. 2.2.33 (sectie 2.2.3) kleiner waardoor het NH3verwijderingsrendement daalt. In de praktijk is het effect hiervan verwaarloosbaar omdat bij de maximale toegelaten NH4+-concentratie (2,1 mol.l-1) en bij een pH van 4, de maximale NH3concentratie in het waswater slechts 5,73∙10-3 mol.m-3 bedraagt, terwijl de NH3-concentratie aan de grenslaag bij een minimale verwijdering van 70 % tussen 1,16 mol.m-3 (initiële concentratie) en 0,35 mol.m-3 (eindconcentratie) bedraagt. Hierdoor is de concentratiegradiënt slechts 0,49 % (initiële concentratie) tot 1,64 % (eindconcentratie) kleiner bij het spuien (maximale NH3-concentratie) t.o.v. bij de opstart (CL,NH3 = 0 mol. m−3 ). Daarnaast toont de curve van TAN en NH4+ een verticaler verloop naarmate de tijd verder vordert. De reden hiervoor is de continue toename van beide concentraties in het waswater waardoor de invloed van de NH3-overdracht op de concentraties steeds kleiner wordt. Bij NH3 wordt tijdens de opstart eenzelfde scenario waargenomen. Bij evenwicht is er echter minder NH3 aanwezig in de vloeistoffase in het pakkingsmateriaal dan in de buffertank (uitz. de onderste 5 cm van het pakkingsmateriaal), wat tegenstrijdig lijkt met figuur 3.1.20 waarbij aangetoond wordt dat daardwerkelijk NH3 wordt opgenomen door de vloeistoffase. De reden hierachter is de zuurconstante K e,NH+4 die temperatuurafhankelijk is en afneemt in het pakkingsmateriaal door een daling van de temperatuur van de vloeistoffase (figuur 3.1.15). Daarnaast neemt de TAN-concentratie in het waswater toe waardoor het effect van K e,NH+4 op de NH3-concentratie steeds groter wordt t.o.v. de NH3-overdracht van de gasfase naar de vloeistoffase. Figuur 3.1.25 geeft het NH3-verwijderingsrendement weer bij een ventilatiedebiet van 31 m3.h-1.vvpl1 . In de praktijk wordt gedurende 80 % van de tijd maximaal de helft van het geïnstalleerd 80

Simulatiestudie ventilatievermogen (60 m3.h-1.vvpl-1) daadwerkelijk gebruikt. Daarnaast is slechts 5 % van de tijd het gebruikte ventilatievermogen 80 % of hoger (figuur 1.4.1). Hierdoor is de luchtwasser voor 95 % van de tijd overgedimensioneerd opdat het een minimaal verwijderingsrendement van 70 % moet realiseren bij maximale ventilatie. De opstarttijd voor een chemische luchtwasser bedraagt slechts enkele seconden. Enerzijds is het voordeel hierbij dat de chemische luchtwasser meteen een hoog NH3-verwijderingsrendement realiseert. Anderzijds is dit ook een nadeel: de landbouwer kan de luchtwasser steeds uitzetten en enkel tijdens een controle deze even laat werken. Bij een biologische luchtwasser is dit daarentegen niet mogelijk aangezien de opstarttijd twee weken bedraagt (tabel 1.5.5). Het NH3-verwijderingsrendement daalt gedurende de eerste 1,5 uur na de opstart. Deze daling is te wijten aan de opwarming van het waswater (figuur 3.1.17). Door deze temperatuurstijging is de temperatuurdaling in de gasfase beperkt (figuur 3.1.16) en neemt uiteindelijk de gemiddelde grenstemperatuur in het pakkingsmateriaal toe. De Henry-coëfficiënt wordt kleiner bij hogere temperaturen (figuur 3.1.4) waardoor de concentratiegradiënt van NH3 in vgl. 2.2.33 (sectie 2.2.3) kleiner wordt en er minder massaoverdracht is. Na 1,5 uur stagneert de temperatuur van het waswater in de buffertank en blijft het temperatuurprofiel van de gasen vloeistoffase (figuur 3.1.16) ongewijzigd. Hierdoor stabiliseert het NH3-verwijderingsrendement want een verdere daling door een stijgende TAN-concentratie in de buffertank is verwaarloosbaar (zie vorige paragraaf).

3.2 Invloed van ventilatiedebiet 3.2.1

Resultaten

Het ventilatiedebiet per vleesvarkensplaats werd gevarieerd van 6 tot 60 m 3.h-1.vvpl-1, respectievelijk het minimum- en maximumventilatiedebiet bij kanaal- en deurventilatie (sectie 1.4.2). -5

x 10 6

100 90

3

70

4

Cuit [mol.m-3]

60 50

3

G


5 80

40

2

30 20

1

10 0

10

15

20

25

30

35

40

QG,v [m³.h-1.vvpl-1]

45

50

55

60

10

15

20

25

30

35

40

45

50


Figuur 3.2.1: NH3-verwijderingsrendement (links) en de uitgaande NH3-concentratie in de gasfase (rechts) i.f.v. QG,v bij t = 3,3 h.

81

55

60

Hoofdstuk 3 Het NH3-verwijderingsrendement daalde naarmate het ventilatiedebiet toenam, nl. van 100 tot 81 % bij 6 tot 60 m3.h-1.vvpl-1. De concentratie van de uitgaande stallucht varieerde van 2,74∙10-8 mol.m-3 tot 5,89∙10-5 mol.m-3 bij 6 tot 60 m3.h-1.vvpl-1.

0.5

QG,v = 31.2 m³.h-1.vvpl-1 0.5 QG,v = 60 m³.h-1.vvpl-1

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

QG,v = 6 m³.h-1.vvpl-1

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

18

19

20 TG [°C]

21

22

0

18

19

20 TL [°C]

21

22

Figuur 3.2.2: Temperatuurprofiel van de gasfase (links) en de vloeistoffase (rechts) i.f.v. Q G,v bij t = 3,3 h.

De temperatuur van de uitgaande stallucht varieerde van 17,4 tot 17,8 °C bij 6 tot 60 m3.h-1.vvpl-1 waardoor het temperatuurverschil tussen de ingaande en uitgaande stallucht respectievelijk varieerde van 5,0 tot 4,6 °C. 95 % van het temperatuurverschil werd reeds bereikt op 0,021; 0,051 en 0,081 m hoogte bij respectievelijk 6, 31 en 60 m3.h-1.vvpl-1. De temperatuur van de buffertank (bovenste temperatuur van de vloeistoffase) varieerde van 17,5 °C tot 18,4 °C bij 6 tot 60 m3.h-1.vvpl-1. De temperatuur van de vloeistoffase daalde maximaal 0,04; 0,15 en 0,25 °C t.o.v. de temperatuur van de buffertank bij respectievelijk 6, 31 en 60 m3.h-1.vvpl-1.

QG,v = 6 m³.h-1.vvpl-1 -1

QG,v = 31.2 m³.h .vvpl

0.5

QG,v = 6 m³.h-1.vvpl-1 -1

QG,v = 31.2 m³.h-1.vvpl-1

0.5

QG,v = 60 m³.h-1.vvpl-1

QG,v = 60 m³.h-1.vvpl-1 0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

0.4

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

11

11.5

12

12.5 13 13.5 d [g H2O/m³ lucht]

14

14.5

15

0 50

55

60

65

70

75 80 RV [%]

85

90

Figuur 3.2.3: Waterdampdichtheid (links) en relatieve vochtigheid (rechts) over het pakkingsmateriaal i.f.v. QG,v bij t = 3,3 h.

De waterdampdichtheid van de uitgaande stallucht varieerde van 14,5 tot 14,7 g H2O.m-3 bij 6 tot 60 m3.h-1.vvpl-1. De relatieve vochtigheid van de uitgaande stallucht was steeds bijna 100 % (variërend van 82

95

100

Simulatiestudie 99,8 tot 98,6 % bij 6 tot 60 m3.h-1.vvpl-1). 95 % van het verschil in RV tussen de ingaande en uitgaande stallucht werd reeds bereikt op 0,039; 0,093 en 0,14 m hoogte bij respectievelijk 6, 31 en 60 m 3.h1 .vvpl-1. 2.45 2.4 2.4 2.35

[m³] buffertank

2.3

2.3

2.25

V

2.25

V

buffertank

[m³]

2.35

2.2 2.2 QG,v = 6 m³.h-1.vvpl-1

2.1

2.15

QG,v = 31.2 m³.h-1.vvpl-1

2.15

QG,v = 60 m³.h-1.vvpl-1 0

0.5

1

2.1

1.5

2 tijd [h]

2.5

3

3.5

10

15

20

25

30

35

40

45

50


Figuur 3.2.4: Volume van de buffertank i.f.v. de tijd en bij verschillende QG,v (links). Het volume van de buffertank i.f.v. QG,v bij t = 3,3 h (rechts).

Het volume in de buffertank daalde tussen 2 en 3 uur na de opstart gemiddeld 6,6; 39,7 en 77,0 l.h-1 bij respectievelijk 6, 31 en 60 m3.h-1.vvpl-1. Op 3,3 uur was het watervolume in de buffertank gedaald met 0,6; 5 en 10 % van het oorspronkelijke watervolume bij respectievelijk 6, 31 en 60 m 3.h-1.vvpl-1. 3.2.2

Bespreking

Het NH3-verwijderingsrendement daalt bij een groter ventilatiedebiet (figuur 3.2.1, links) omdat enerzijds de NH3-concentratie in de ingaande stallucht groter is: 3,1∙10-3 mol.m-3 (75 ppm) bij 6 m3.h1 .vvpl-1 t.o.v. 3,1∙10-4 mol.m-3 (7,5 ppm) bij 60 m3.h-1.vvpl-1. Dus bij een kleiner ventilatiedebiet is de concentratiegradiënt in vgl. 2.2.33 (sectie 2.2.3) groter, resulterend in een grotere NH3massaoverdracht. Anderzijds neemt de snelheid van de gasfase toe naarmate het ventilatiedebiet stijgt waardoor de verblijftijd van stallucht in de luchtwasser 4,2 s bedraagt bij QG,v = 6 m3.h-1.vvpl-1 terwijl dit bij 60 m3.h-1 slechts 0,42 s bedraagt. Daarnaast valt uit figuur 3.1.20 af te leiden dat er continu NH3 wordt verwijderd gedurende de passage en niet bv. enkel in het begin van het pakkingsmateriaal waardoor de verblijftijd een belangrijke invloed heeft op de NH3-verwijdering. Dit wordt ook aangetoond met figuur 3.2.1(rechts): door de lange verblijftijd is de NH3-concentratie van de uitgaande stallucht slechts 2,7∙10-8 mol.m-3 bij 6 m3.h-1.vvpl-1 terwijl dit bij 60 m3.h-1.vvpl-1 5,9∙10-5 mol.m-3 bedraagt. Dit in tegenstelling tot de verwachting dat een hogere NH3-concentratie in de ingaande stallucht resulteert in een hogere NH3-concentratie in de uitgaande stallucht. Tenslotte wordt bij QG,v = 60 m3.h-1.h-1 een minimaal NH3-verwijderingsrendement bekomen van 81 % (figuur 3.2.1, links), wat nog boven het minimale NH3-verwijderingsrendement van 70 % is. Een hoger ventilatiedebiet brengt over een gegeven tijdsinterval meer warme lucht met zich mee waardoor de vloeistoffase meer zal opwarmen. Dit resulteert in een grotere temperatuur van de buffertank (+0,93 °C bij 60 m3.h-1.vvpl-1 t.o.v. 6 m3.h-1.vvpl-1) en een verschuiving van het 83

55

60

Hoofdstuk 3 temperatuurprofiel van de vloeistoffase naar rechts bij een hoger ventilatiedebiet (figuur 3.2.2, links). Het temperatuurverschil tussen de temperatuur van de uitgaande stallucht bij QG,v = 6 m3.h-1.vvpl-1 t.o.v. QG,v = 60 m3.h-1.vvpl-1 bedraagt 0,4 °C (figuur 3.2.2, rechts). Vervolgens resulteert een laag ventilatiedebiet (dus een lange verblijftijd) in een snellere temperatuurdaling van de gasfase in het pakkingsmateriaal. Een lagere temperatuur heeft ook een positief effect op het NH3verwijderingsrendement (zie sectie 3.4). Net zoals het geval was bij de temperatuurdaling van de gasfase, is er een snellere stijging van de relatieve vochtigheid bij een laag ventilatiedebiet (figuur 3.3.3, rechts) door een langere verblijftijd. Door de hogere temperatuur in de gasfase bij een hoog ventilatiedebiet is de waterdampdichtheid van de uitgaande stallucht echter groter dan bij een laag ventilatiedebiet (figuur 3.3.3, links). Bovendien passeert er per tijdseenheid meer stallucht doorheen de luchtwasser bij een groot ventilatiedebiet. Door een combinatie van vorige fenomenen treedt er een hoger waterverlies op bij een hoger ventilatiedebiet. Bijgevolg daalt het watervolume in de buffertank sneller (figuur 3.3.4) bij een hoger ventilatiedebiet, nl. +70,4 l.h-1 of met een factor 11,6 bij 60 m3.h-1.vvpl-1 t.o.v. 6 m3.h-1.vvpl-1.

3.3 Invloed van hoogte luchtwasser 3.3.1

Resultaten

Om het effect van HL op de resultaten van het model te onderzoeken, werd deze gevarieerd van 0,2 tot 1,4 m.

100

3


90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7 HL [m]

0.8

0.9

1

1.1

1.2

Figuur 3.3.1: NH3-verwijderingsrendement i.f.v. HL bij t =2,2 h.

Het NH3-verwijderingsrendement steeg naarmate HL toeneemt, nl. van 84 tot 99 % bij HL van 0,2 tot 1,2 m.

84

Simulatiestudie

1.2

HL = 0.2 m HL = 0.5 m HL = 1.2 m

1

1

0.8

hoogte [-]

hoogte [m]

0.8

1.2

0.6

0.6

0.4

0.4

0.2

0.2

0 17

18

19

20 TG [°C]

21

22

0 17

18

19

20 TL [°C]

21

22

Figuur 3.3.2: Temperatuurprofiel van de gasfase (links) en de vloeistoffase (rechts) i.f.v. HL bij t = 2,2 h.

De temperatuur van de uitgaande stallucht varieerde van 17,9 tot 17,6 °C bij HL van 0,2 tot 1,2 m. Hierdoor varieerde het temperatuurverschil tussen de ingaande en uitgaande stallucht respectievelijk van 4,5 tot 4,8 °C. De temperatuur van de buffertank varieerde van 18,4 tot 17,8 bij HL van 0,2 tot 1,2 m.

1

HL = 0.2 m HL = 0.5 m HL = 1.2 m

1

0.8

hoogte [m]

hoogte [m]

0.8

0.6

0.6

0.4

0.4

0.2

0.2

0 11

HL = 0.2 m HL = 0.5 m HL = 1.2 m

11.5

12

12.5

13 13.5 d [g H2O/m³ lucht]

14

14.5

15

0 50

55

60

65

70

75 80 RV [%]

85

90

95

Figuur 3.3.3: Waterdampdichtheid (links) en relatieve vochtigheid (rechts) over het pakkingsmateriaal i.f.v. HL bij t = 2,2 h.

Het verschil in waterdampdichtheid in de uitgaande stallucht tussen HL = 0,2 m en HL = 1,2 m bedroeg 7,9∙10-5 kg H2O.m-3 of slechts 4 % van het verschil tussen de ingaande en uitgaande stallucht bij HL = 0,6 m. De uitgaande stallucht had een RV van 98,4 tot 99,4 % bij HL van 0,2 tot 1,2 m.

85

100

Hoofdstuk 3

2.39

HL = 0.2 m HL = 0.5 m HL = 1.2 m

2.38 2.37

2.35 2.34

V

buffertank

[m³]

2.36

2.33 2.32 2.31

0

0.5

1

1.5

2

2.5

tijd [h]

Figuur 3.3.4: Volume van de buffertank i.f.v. de tijd en bij verschillende HL.

Het volume in de buffertank daalde gemiddeld 40,1; 39,6 en 38,5 l.h-1 bij HL van respectievelijk 0,2; 0,6 en 1,2 m (tussen 1,5 en 2 uur na de opstart). 3.3.2

Bespreking

Indien het pakkingsmateriaal verhoogd wordt, resulteert dit in een langere verblijftijd van de stallucht in het pakkingsmateriaal. Hierdoor neemt het NH3-transport van de gasfase naar de vloeistoffase toe en stijgt het NH3-verwijderingsrendement (figuur 3.3.1). Deze stijging is echter beperkt: indien HL verdubbelt van 0,2 naar 0,4 m, neemt het rendement slechts beperkt toe van 84,3 % tot 91,4 %. Door een toename van de dikte van de concentratiegrenslaag neemt hm,NH3 af wanneer het waswater doorheen de luchtwasser passeert (figuur 3.1.14). Bij HL = 1,2 m bedraagt hm,NH3 bovenaan het pakkingsmateriaal (van 1,2 tot 1,1 m hoogte) gemiddeld 3,94∙10-6 m.s-1 terwijl dit onderaan (van 0,1 tot 0,0 m) nog slechts 6,40∙10-7 m.s-1 bedraagt of slechts 16,2 % van de bovenstaande waarde. Hierdoor daalt de lokale massatransfer van NH3 in vergelijking 2.2.33 naarmate het waswater verder naar beneden stroomt in de luchtwasser. Tevens zal een hoger pakkingsmateriaal in een grotere weerstand voor de stallucht resulteren en dus in een grotere drukval. Het is interessanter om de luchtwasser te verbreden i.p.v. te verhogen waardoor enerzijds de snelheid van de stallucht doorheen de luchtwasser daalt. Hierdoor wordt de verblijftijd verhoogd, resulterend in een grotere NH3-overdracht. Anderzijds resulteert een lagere luchtsnelheid in een lagere drukval (figuur 1.4.1). Een nadeel aan een bredere t.o.v. een hogere luchtwasser is echter een groter waterverlies en een groter pompdebiet. In de evenwichtssituatie heeft de hoogte van het pakkingsmateriaal weinig invloed op de temperatuur van de gasfase en de vloeistoffase: het temperatuurverschil tussen de uitgaande stallucht bij HL = 0,2 m en HL = 1,2 m bedraagt slechts 0,3 °C (figuur 3.3.2). De voelbare warmteoverdracht van de gasfase naar de vloeistoffase is bij evenwicht even groot als de latente warmteoverdracht van de vloeistoffase naar de gasfase. Aangezien stallucht snel waterverzadigd is, heeft HL geen invloed op ρd (figuur 3.3.3) en is de latente warmteoverdracht constant. Hierdoor is tevens de voelbare warmteoverdracht 86

Simulatiestudie constant waardoor HL weinig invloed heeft op de uitgaande luchttemperatuur. Bijgevolg heeft HL ook geen invloed op het watervolume in de buffertank (figuur 3.3.4).

3.4 Invloed van ingaande stalluchttemperatuur 3.4.1

Resultaten

De insteltemperatuur in de stal varieert slechts van 21 tot 24 °C, maar de werkelijke temperatuur van de stallucht kan variëren van 15 tot 35 °C (Vanthillo, 2013). Bij deze simulatie blijft de RV van de ingaande stallucht 65 %.

100 90


80 70 60 50 40

3

30 20 10 0 15

20

25

30

35

Tin [°C] G

Figuur 3.4.1: NH3-verwijderingsrendement i.f.v. 𝐓𝐆𝐢𝐧 bij t =4,8 h.

Het NH3-verwijderingsrendement daalde naarmate de temperatuur toenam, nl. van 99 tot 87 % bij TGin van 15 tot 35 °C.

0.5

Tin = 24.3333 °C G 0.5 Tin = 35 °C G

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

Tin = 15 °C G

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

15

20

25 TG [°C]

30

35

0

15

20 TL [°C]

25

Figuur 3.4.2: Temperatuurprofiel van de gasfase (links) en de vloeistoffase (rechts) i.f.v. 𝐓𝐆𝐢𝐧 bij t = 4,8 h.

87

Hoofdstuk 3 De temperatuur van de uitgaande stallucht varieerde sterk: van 11,2 tot 28,8 °C bij TGin van 15 tot 35 °C. Het temperatuurverschil tussen de ingaande en uitgaande stallucht varieerde van 3,8 tot 6,2 °C bij TGin van 15 tot 35 °C. De temperatuur van de vloeistoffase daalde maximaal 0,13; 0,16 en 0,18 °C t.o.v. de temperatuur van de buffertank bij TGin van respectievelijk 15, 24 en 35 °C.

28 26

T

buffertank

[°C]

24 22 20 18 16 14 12 15

20

25

30

35

Tin [°C] G

Figuur 3.4.3: Temperatuur van de buffertank i.f.v. 𝐓𝐆𝐢𝐧 bij t = 4,8 h.

De temperatuur van de buffertank varieerde van 11,5 tot 29,2 °C bij TGin van 15 tot 35 °C.

Tin = 15 °C G

Tin = 15 °C G

Tin = 24.3333 °C G

0.5

Tin = 24.3333 °C G

0.5

Tin = 35 °C G

Tin = 35 °C G 0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

0.4

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

10

12

14

16

18

20

d [g H2O/m³ lucht]

22

24

26

28

0 50

55

60

65

70

75 80 RV [%]

85

90

Figuur 3.4.4: Waterdampdichtheid (links) en relatieve vochtigheid (rechts) over het pakkingsmateriaal i.f.v. 𝐓𝐆𝐢𝐧 bij t = 4,8 h.

De waterdampdichtheid van de uitgaande stallucht bedroeg 9,8; 16,3 en 27,9 bij TGin van respectievelijk 15, 24 en 35 °C. De relatieve vochtigheid van de uitgaande stallucht was steeds bijna 100 % (variërend van 99,0 tot 99,3 % bij 15 tot 35 °C).

88

95

100

Simulatiestudie

2.45

2.26

Tin = 15 °C G

2.25

Tin = 24.3333 °C G

2.4

2.24

Tin = 35 °C G

2.23

[m³] buffertank

2.3

2.22 2.21 2.2

V

2.25

V

buffertank

[m³]

2.35

2.19 2.2

2.18 2.17

2.15

2.16 2.1

0

0.5

1

1.5

2

2.5 tijd [h]

3

3.5

4

4.5

5

15

20

25

30

35

Tin [°C] G

Figuur 3.4.5: Volume van de buffertank i.f.v. de tijd en bij verschillende 𝐓𝐆𝐢𝐧 (links). Het volume van de buffertank i.f.v. 𝐓𝐆𝐢𝐧 bij t = 4,8 h (rechts).

4,8 uur na de opstart was het watervolume in de buffertank gedaald met 6,7; 7,5 en 7,5 % van het oorspronkelijke watervolume bij TGin van respectievelijk 15, 24 en 35 °C. Het minimale watervolume van de buffertank na 4,8 uur werd bereikt bij TGin van 31 °C (2,196 m3). Het volume in de buffertank daalde tussen 3 en 4 uur na de opstart gemiddeld 33,0; 41,0 en 48,6 l.h-1 bij TGin van respectievelijk 15, 24 en 35 °C. Een volumepiek van 2,376; 2,380 en 2,408 m 3 was vastgesteld na respectievelijk 0, 10 en 18 minuten bij TGin van respectievelijk 15, 24 en 35 °C. 3.4.2

Bespreking

Bij een hogere temperatuur van de ingaande stallucht daalt het NH3-verwijderingsrendement (figuur 3.4.1) omdat dit resulteert in een hogere temperatuur in de gasfase en de vloeistoffase. Hierdoor neemt ook de grenstemperatuur toe, resulterend in een lagere Henry-coëfficiënt (figuur 3.1.4): 2601 bij 11 °C t.o.v. 1147 bij 29 °C (-56 %). Deze temperaturen zijn de gemiddelde temperaturen van de gasen vloeistoffase in het pakkingsmateriaal bij TGin van respectievelijk 15 en 35 °C. Een stijging van de temperatuur van het waswater resulteert voorts in een stijging van K e,NH+4 (figuur 3.1.3): 2,01∙10-7 mol.m-3 bij 11 °C t.o.v. 7,50∙10-7 mol.m-3 bij 29 °C. Hierdoor neemt het aandeel NH3 in de vloeistoffase toe met een factor 3,7 bij 29 °C t.o.v. 11 °C. Beide effecten resulteren in een daling van de concentratiegradiënt in vgl. 2.2.33 waardoor het NH3-transport van de gasfase naar de vloeistoffase daalt. Het effect van K e,NH+4 hiervan is eerder beperkt t.o.v. de Henry-coëfficiënt omdat CL,NH3 zeer klein is t.o.v. k H ∙ CG,NH3 in vgl. 2.2.33: bij 11 °C en 29 °C bedraagt de verhouding

CL,NH3

kH ∙CG,NH3

in het

pakkingsmateriaal bij het spuien (hoogste NH3-concentratie in het waswater) gemiddeld respectievelijk 0,5 % en 4,5 %. Indien TGin toeneemt, resulteert dit in een hogere temperatuur van het waswater in de buffertank (+18 °C bij TGin van 35 °C t.o.v. 15 °C) (figuur 3.4.3). Bijgevolg verschuift het temperatuurprofiel van de vloeistoffase naar rechts bij een hogere TGin (figuur 3.4.2, links). Het temperatuurverschil tussen de ingaande en uitgaande stallucht varieert slechts tussen 3,8 en 6,2 °C doordat de temperatuur van de 89

Hoofdstuk 3 vloeistoffase ook toeneemt als TGin toeneemt. Het temperatuurverschil wordt bij evenwicht enkel geïnduceerd door de verdamping van water. Aangezien de uitgaande stallucht steeds waterverzadigd is (figuur 3.4.4, rechts) is de waterdampdichtheid van de uitgaande stallucht bij TGin van 35 °C (27,9 g H2O.m-3) 2,8 keer groter dan bij 15 °C (9,8 g H2O.m-3). Het grotere temperatuurverschil in de gasfase bij hogere temperaturen (figuur 3.4.2, rechts) is het gevolg van het grotere verschil in waterdampdichtheid tussen 65 en 100 % (+2,4 g H2O.m-3 bij 29 °C t.o.v. +1,6 g H2O.m-3 bij 11 °C). Opvallend is de lage uitgaande temperatuur bij TGin = 15 °C, nl. 11 °C. Dit is zelfs lager dan de initiële temperatuur van de buffertank (13 °C). Ook de temperatuur van de buffertank daalt tot 11 °C. Deze daling is te wijten aan de verdamping van het waswater, nl. 1,6 g H2O.m-3 lucht waarvoor 3,9∙103 J.m-3 lucht vereist is. Bij TGin = 15 °C en RVin = 65 % is er een directe daling van het watervolume in de buffertank (figuur 3.4.5, links). Dit komt doordat de verzadigde waterdampspanning bij watertemperatuur (1469 Pa) reeds hoger is dan de waterdampspanning bij de ingaande stallucht (1089 Pa). De waterdampspanning bij TGin = 35 °C bedraagt 3627 Pa. Hierdoor moet de watertemperatuur eerst toenemen tot 27 °C waarna er pas waterverlies optreedt. Desondanks een grote verdamping erna van 48,6 l.h-1 bij TGin van 35 °C duurt het nog 3,6 en 4,6 uur voordat het watervolume lager is dan bij TGin van respectievelijk 15 en 24 °C. Daarom is na 4,8 uur het laagste watervolume in de buffertank bij TGin = 31 °C i.p.v. 35 °C (figuur 3.4.5, rechts). Het minimale watervolume van de buffertank is, naast TGin , dus ook afhankelijk va het tijdstip waarop het waterverlies wordt bepaald. Uit figuur 3.4.5, links valt af te leiden dat op een later tijdstip, het minimum te vinden zal zijn bij een hogere temperatuur.

3.5 Invloed van ingaande relatieve vochtigheid 3.5.1

Resultaten

De relatieve vochtigheid van de ingaande stallucht werd gevarieerd van 50 tot 80 %, respectievelijk de minimale en maximale RV van lucht in een vleesvarkensstal (sectie1.4.1).

100

3


90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 50

55

60

65

70

75

80

RVin [%]

Figuur 3.5.1: NH3-verwijderingsrendement i.f.v. RVin bij t =4,8 h.

90

Simulatiestudie Het NH3-verwijderingsrendement daalde beperkt naarmate RVin toenam, nl. van 96,5 tot 94,8 % bij RVin van 50 tot 80 %.

RVin = 50 %

0.5

RVin = 64 % RVin = 800.5 %

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

0.6

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

16

18 TG [°C]

20

22

0

16

17

18 TL [°C]

19

20

Figuur 3.5.2: Temperatuurprofiel van de gasfase (links) en de vloeistoffase (rechts) i.f.v. RV in bij t = 4,8 h.

De temperatuur van de uitgaande stallucht varieerde van 15,4 tot 19,8 °C bij RVin van 50 tot 80 %. Hierdoor varieerde het temperatuurverschil tussen de ingaande en uitgaande stallucht respectievelijk van 2,6 tot 7,0 °C. De temperatuur van de vloeistoffase daalde maximaal 0,23; 0,16 en 0,083 °C t.o.v. de temperatuur van de buffertank bij RVin van 50, 64 en 80 %.

RVin = 50 %

RVin = 50 %

in

RVin = 64 %

RV = 64 % 0.5

0.5

in

RV = 80 %

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

0.4

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

RVin = 80 %

10

11

12

13 14 d [g H2O/m³ lucht]

15

16

17

0 50

55

60

65

70

75 80 RV [%]

85

90

95

Figuur 3.5.3: Waterdampdichtheid (links) en relatieve vochtigheid (rechts) over het pakkingsmateriaal i.f.v. RVin bij t = 4,8 h.

De waterdampdichtheid van de uitgaande stallucht bedroeg 12,7; 14,6 en 26,8 g H2O.m-3 bij respectievelijk 50, 64 en 80 %. De relatieve vochtigheid van de uitgaande stallucht was steeds bijna 100 % (variërend van 98,5 tot 99,6 % bij 50 tot 80 %).

91

100

Hoofdstuk 3

3 2.8

- in [g H O/m³ lucht] uit d d 2

2.6 2.4 2.2 2 1.8 1.6 1.4 1.2 50

55

60

65

70

75

80

RVin [%]

Figuur 3.5.4: Verschil in waterdampdichtheid tussen de ingaande en uitgaande stallucht i.f.v. RVin bij t = 4,8 h.

Het waterverlies varieerde van 2,9 tot 1,1 g H2O.m-3 bij 50 tot 80 %. 2.45

RVin = 50 % RVin = 64 %

2.4

RVin = 80 %

2.3

2.25

V

buffertank

[m³]

2.35

2.2

2.15

2.1

0

0.5

1

1.5

2

2.5 tijd [h]

3

3.5

4

4.5

5

Figuur 3.5.5: Volume van de buffertank i.f.v. de tijd en bij verschillende RV in (links). Het volume van de buffertank i.f.v. RVin bij t = 4,8 h.

Het volume in de buffertank daalde tussen 3 en 4 uur na de opstart gemiddeld 59,0, 40,7 en 21,6 l.h-1 bij respectievelijk 50, 64 en 80 %. Op 4,8 uur was het watervolume in de buffertank gedaald met 12, 7,6 en 3,5 % van het oorspronkelijke watervolume bij respectievelijk 50, 64 en 80 %. Een volumepiek van 2,376; 2,378 en 2,386 m3 was vastgesteld op respectievelijk 0, 5,7 en 18 minuten na de opstart bij RVin van respectievelijk 50, 64 en 80 %. 3.5.2

Bespreking

Een hoge RVin resulteert in een, weliswaar beperkte, daling van het NH3-verwijderingsrendement t.o.v. een lage RVin (figuur 3.5.1). Doordat een hoge RVin gepaard gaat met een hoge waterdampspanning in 92

Simulatiestudie de ingaande stallucht kan minder water opgenomen worden door de gasfase in het pakkingsmateriaal (figuur 3.5.4). Hierdoor daalt het latente warmtetransport en is het temperatuurverschil tussen de ingaande en uitgaande stallucht 63 % kleiner bij RVin van 80 % t.o.v. 50 % (figuur 3.5.2, links). Vervolgens is de evenwichtstemperatuur van de vloeistoffase 4 °C hoger bij RVin = 80 % t.o.v. 50 % (figuur 3.5.2, rechts). De gevolgen van een stijging in RVin zijn analoog als bij een temperatuurstijging (zie hierboven): de grenstemperatuur neemt toe waardoor de Henry-coëfficiënt daalt (figuur 3.1.4), resulterend in een daling van het NH3-transport. Doordat minder water getransporteerd wordt van de vloeistoffase naar de gasfase bij een hogere RVin, is de daling van de temperatuur van de vloeistoffase t.o.v. de temperatuur van de buffertank doorheen het pakkingsmateriaal kleiner dan bij een lagere RVin (figuur 3.5.2). De uitgaande stallucht is steeds waterverzadigd (figuur 3.5.3, rechts). Daarnaast daalt de temperatuur van de gasfase minder bij een hogere RVin waardoor de waterdampdichtheid groter is bij een hogere RVin (van 12,7 tot 26,8 g H2O.m-3 bij 50 tot 80 %) (figuur 3.5.3, links). Bij TGin = 22,4 °C en RVin = 50 % is er een directe daling van het watervolume in de buffertank (figuur 3.5.5, links). Dit komt doordat de verzadigde waterdampspanning bij watertemperatuur (1469 Pa) reeds hoger is dan de waterdampspanning bij de ingaande stallucht (1337 Pa). Vanaf RVin = 54,9 % moet de temperatuur van het waswater eerst toenemen voordat er waterdamp gevormd wordt. De waterdampspanning bij RVin = 80 % bedraagt 2139 Pa. Hierdoor moet de watertemperatuur eerst toenemen tot 19 °C waarna er pas waterverlies optreedt. Na de volumepiek bij RVin = 80 % daalt het watervolume in de buffertank nog steeds beperkt, nl. 21,6 l.h-1 t.o.v. 59,0 l.h-1 bij RVin = 50 %.

3.6 Warme zomerdag 3.6.1

Resultaten

Tenslotte worden de resultaten besproken bij een extreme situatie, nl. een warme zomerdag met een stalluchttemperatuur van 35 °C en een ventilatiedebiet van 60 m3.h-1.vvpl-1.

100

3


90 80 70 60 50 40 30 20 10 0

0.5

1

1.5

2

Tijd [h]


93

Hoofdstuk 3

0.6

0.6

0.5

0.5

0.4

0.4

hoogte [m]

hoogte [m]

Het NH3-verwijderingsrendement bedroeg bij de opstart 77%. In de evenwichtssituatie daalde deze echter tot 66 %.

0.3

0.3

0.2

0.2

0.1

0.1

0

29

30

31

32 TG [°C]

33

34

0

35

29

30

31

32 TL [°C]

33

34

35

Figuur 3.6.2: Temperatuurprofiel van de gas- (links) en vloeistoffase (rechts) bij t = 2,5 h.

In de evenwichtssituatie daalde de stalluchttemperatuur met 6,1 °C (van 35,0 °C tot 28,9 °C). De temperatuur van het waswater in de buffertank bedroeg 29,6 °C en daalde in het pakkingsmateriaal tot een minimum van 29,3 °C.

0.5

hoogte [m]

0.4

0.3

0.2

0.1

0 25

25.5

26

26.5

27

27.5

28

28.5

d [g H2O/m³ lucht]

Figuur 3.6.3: Waterdampdichtheid over het pakkingsmateriaal.

In de evenwichtssituatie nam de waterdampdichtheid toe van 25,5 g H2O.m-3 tot 28,0 g H2O.m-3, wat overeenkomt met een waterverlies van 2,5 g H2O.m-3.

94

Simulatiestudie

2.45

TG,in [°C] = 22,4 °C; QG,v = 31 m3.h-1.vvpl-1 TG,in [°C] = 35 °C; QG,v = 60 m3.h-1.vvpl-1

V

buffertank

[m3]

2.4

2.35

2.3

2.25

2.2

0

0.5

1

1.5

2

2.5

tijd [h]

Figuur 3.6.4: Volume van de buffertank i.f.v. de tijd bij referentiesituatie en extreme situatie.

Bij extreem warm weer steeg het watervolume in de buffertank bij de opstart van 2,38 m3 tot 2,41 m3 na 11,5 minuten, wat neerkomt op een stijging van 35 l of 1,5 % van het oorspronkelijke watervolume in de buffertank. Daarna werd een dalende trend vastgesteld van 27 ml.s-1 (96 l.h-1) door waterverlies onder de vorm van waterdamp. 3.6.2

Bespreking

Op een warme zomerdag kan de temperatuur in de varkensstal uitzonderlijk toenemen tot 35 °C en indien in de varkensstal vleesvarkens zitten met een gewicht hoger dan 100 kg, neemt het ventilatiedebiet toe tot 60 m3.h-1.vvpl-1. Hierdoor neemt de temperatuur van de gasfase en de vloeistoffase in het pakkingsmateriaal toe tot ongeveer 29 °C (figuur 3.6.2) of 11 °C hoger t.o.v. de referentiesituatie (ongeveer 18 °C). Merk op dat in deze situatie de stalluchttemperatuur in het pakkingsmateriaal daalt met 6,1 °C tegenover 6,2 °C indien enkel de stalluchttemperatuur toeneemt tot 35 °C en het ventilatiedebiet op 31 m3.h-1.vvpl-1 blijft. Het effect van het ventilatiedebiet op het temperatuurprofiel is dus beperkt in vergelijking met de ingaande stalluchttemperatuur. Door de hogere uitgaande stalluchttemperatuur t.o.v. het referentiescenario neemt de waterdampdichtheid toe tot 28,0 g H2O.m-3, resulterend in een waterverlies van 2,5 g H2O.m-3 (figuur 3.6.3) of +0,5 g H2O.m-3 t.o.v. het referentiescenario (2,0 g H2O.m-3). Anderzijds is het ventilatiedebiet bijna verdubbeld tot 60 m3.h-1.vvpl-1 t.o.v. het referentiescenario waardoor het waterverlies in figuur 2,5 g H2 O∙60 m3 .h−1 .vvpl−1 2,0 g H2 O∙31 m3 .h−1 .vvpl−1

3.6.4 toeneemt met 142 % (

− 1 = 1,42) t.o.v. het referentiescenario.

Door enerzijds een toename in de temperatuur in het pakkingsmateriaal en anderzijds een daling van de NH3-concentratie in de ingaande stallucht door een hoger ventilatiedebiet, daalt het NH3-transport van de gasfase naar de vloeistoffase (figuur 3.6.1). Als enkel het ventilatiedebiet stijgt, daalt het rendement tot 81 % (-15 %) terwijl enkel een temperatuurstijging een daling geeft tot 87 % (-9 %) (sectie 3.2 en 3.4). Een combinatie van beiden resulteert in daling van het NH3verwijderingsrendement tot 66 % (-30 %), weergegeven in figuur 3.6.1. Hier is sprake van een synergetisch effect aangezien de daling groter is dan de som van beiden (-15 % + -9 % = -24 %). 95

Hoofdstuk 3 Hierbij dient opgemerkt te worden dat de NH3-productie in de stal steeds constant verondersteld wordt. In de praktijk is dit echter niet het geval. Een hoger ventilatiedebiet zorgt namelijk voor een hogere windsnelheid boven de mestopslag in de varkensstal. Hierdoor neemt de convectie toe, resulterend in een hogere NH3-vrijstelling aan de stallucht (Vlek & Stumpe, 1978). Ook daalt de NH3concentratie in de stallucht bij een hoger ventilatiedebiet waardoor de concentratiegradiënt van NH3 tussen de mestopslag en de stallucht toeneemt. Daarnaast zorgt een hogere temperatuur ook voor een hogere microbiële activiteit waardoor de NH3-productie toeneemt (Braun et al., 1981). Een hogere stalluchttemperatuur resulteert ook in een lagere Henry-coëfficiënt en een lagere zuurconstante van NH4+ wat de NH3-overdracht van de vloeistoffase naar de gasfase bevordert (sectie 3.4).

3.7 Invloed van pH 3.7.1

Resultaten

100

100

90

90

80

80

60 50

pH = pH = pH = pH = pH =

40 30

1 7 8 9 14

3

70


3


Om het effect van de pH in het waswater op het NH3-verwijderingsrendement te onderzoeken, werd deze gevarieerd van 1 tot 14.

70 60 50 40 30

20

20

10

10

0

0 0

0.5

1

1.5 tijd [h]

2

2.5

3

2

4

6

8 pH [-]

10

12

Figuur 3.7.1: NH3-verwijderingsrendement i.f.v. de tijd bij verschillende pH-waarden (links) en het NH3verwijderingsrendement i.f.v. de pH (rechts) bij t = 3,3 h.

De daling van het NH3-verwijderingsrendement i.f.v. de tijd werd groter naarmate de pH toenam. Bij een lage pH (pH ≤ 4) was er echter geen daling zichtbaar. Figuur 3.7.1 (rechts) geeft het NH3verwijderingsrendement weer na 3,3 uur. Deze varieerde van 96% bij pH ≤ 4 tot 0 % bij pH ≥ 10. 3.7.2

Bespreking

Een hogere pH resulteert in een hogere verhouding

CL,NH3 CL,NH+

in de vloeistoffase, waardoor de

4

concentratiegradiënt van NH3 in vgl. 2.2.33 (sectie 2.2.3) daalt. Hierdoor daalt het NH3-transport van de gasfase naar de vloeistoffase met een daling van het NH3-verwijderingsrendement tot gevolg (figuur 96

14

Simulatiestudie CL,NH3

3.7.1, links). Door het logaritmische verband tussen C

L,NH+ 4

en de pH is er vanaf pH = 7 een sterke daling

van het NH3-verwijderingsrendement (figuur 3.7.1, rechts). Als CL,NH3 = k H ∙ CG,NH3 valt het NH3transport stil en is er een evenwicht aanwezig tussen de gasfase en de vloeistoffase, m.a.w. het NH3verwijderingsrendement is 0 %. Hierbij kan de NH4+-concentratie (CL,NH+4 ,evenwicht ) bepaald worden met vgl. 3.7.1. CL,NH+4 ,evenwicht =

in k H ∙ CG,NH ∙ 10−pH ∙ 1000 3

K e,NH+4

(3.7.1)

in Bij CG,NH = 6,05 ∙ 10−4 mol.m-3, k H = 1890 en K e,NH+4 = 3,41 ∙ 10−7 mol.m-3 met pH = 1 bedraagt 3

CL,NH+4 ,evenwicht 3,35∙108 mol.m-3, wat ver boven de maximale toegelaten grens van 4,2∙103 mol.m-3 is (sectie 1.5.2, chemische luchtwasser (S-2)). Bij een pH = 4 bedraagt CL,NH+4 ,evenwicht nog steeds 3,35∙105 mol.m-3. In deze situatie resulteert een pH-daling vanaf pH = 4 niet in een significant hoger NH3-verwijderingsrendement aangezien de term CL,NH3 in vergelijking 2.2.33 reeds verwaarloosbaar is. Vanaf een pH ≥ 6 wordt een evenwicht bereikt voordat het waswater gespuid wordt (CL,NH+4 ,evenwicht ≤ 3,35 ∙ 103 mol.m-3), m.a.w. de maximale concentratie van 4,2∙103 mol.m-3 wordt nooit bereikt. Bij t = 3,3 uur bedraagt de NH3-concentratie in het waswater bij een pH ≥ 10 1,14 mol.min 3 . Dit komt overeen met het berekende maximum (k H ∙ CG,NH ), nl. 1,14 mol.m-3. ~ 3 Ook kan het effect van CL,NH3 op het NH3-verwijderingsrendement berekend worden, nl. via de verhouding C

CL,NH+

aangezien CL,NH+4 ~ CL,NH3 bij eenzelfde pH. Stel een extreme situatie voor:

4

L,NH+ 4 ,evenwicht

een warme zomerdag met TGin = 35 °C en Q G,v = 60 m3.h-1.vvpl-1. Hierbij worden volgende gegevens in bekomen: CG,NH = 3,13 ∙ 10−4 mol.m-3, Tgrens = 29 °C (via model), k H = 1147 en K e,NH+4 = 7,50 ∙ 3

10−7 mol.m-3. Bij een pH = 4 wordt CL,NH+4 ,evenwicht = 4787 mol.m-3 bekomen. Dit is maar net boven

de maximale concentratie bij het spuien waardoor CL,NH3 wel een belangrijke invloed heeft op de concentratiegradiënt in vgl. 2.2.33: in de buurt van het spuien (CL,NH+4 = 4,2 ∙ 103 mol.m-3) daalt het 4200 mol.m−3 ) 4787 mol.m−3

NH3-transport met 88 % (

t.o.v. vers waswater. Indien het waswater verder aangezuurd

wordt tot een pH = 3, bedraagt de reductie van het NH3-transport nog slechts 8,8 %. Daarom is het in dergelijke situaties van belang om het waswater extra aan te zuren om steeds een voldoende hoog NH3-transport te garanderen via een hoge NH3-concentratiegradiënt.

3.8 Spuien In de laatste sectie van de simulatiestudie wordt de invloed van het spuien op de resultaten van het model besproken. De gesimuleerde tijdsduur bedraagt 79 uur zodat (NH4)2SO4 de maximumconcentratie van 2,1∙103 mol.m-3 bereikt waardoor er gespuid wordt. De parameterwaarden uit het referentiescenario worden hierbij gebruikt (tabel 3.1.1).

97

Hoofdstuk 3 3.8.1

Resultaten

100

80 70 60 50 40

3


90

30 20 10 0

10

20

30

40 Tijd [h]

50

60

70


Het gemiddelde NH3-verwijderingsrendement bedraagt 95,9 %. Indien de waarden in de nabijheid van de opstart weggelaten worden, varieert het rendement van 95,0 (t = 60,53 h) tot 97,4 % (t = 60,57 h).

3000

tot

[N ] [mol/m³]

2500

2000

1500

1000

500

0

10

20

30

40 Tijd [h]

50

60

70

Figuur 3.8.2: TAN-concentratie in de buffertank i.f.v. de tijd.

De maximale gemeten TAN-concentratie bedraagt 3280 mol.m-3 bij t = 60,53 h. Vervolgens daalt deze concentratie tot 271 mol.m-3.

98

Simulatiestudie

V

buffertank

[m³]

2

1.5

1

0.5

10

20

30

40 Tijd [h]

50

60

70

Figuur 3.8.3: Watervolume in de buffertank i.f.v. de tijd.

Het watervolume in de buffertank neemt af van 2,38 m3 bij t = 0 tot 4,25∙10-4 m3 bij t = 60,53 h, wat een zeer lage waarde is. Belangrijk hierbij is dat er nog steeds 0,226 m3 waswater (VL ∙ nY ∙ NLK) in het pakkinsgmateriaal zit. Vanaf een half uur na de opstart tot aan het spuien is de daling lineair, nl. 39,2 l.h-1 (σ = 0,3 l.h-1). Na het spuien neemt het volume onmiddellijk toe tot de oorspronkelijke waarde, nl. 2,38 m3.

18 17.5 17

T

buffertank

[°C]

16.5 16 15.5 15 14.5 14 13.5 13 10

20

30

40 Tijd [h]

50

60

70

Figuur 3.8.4: Temperatuur van de buffertank i.f.v. de tijd.

De gemiddelde temperatuur van de buffertank bedraagt 18,05 °C. Na het spuien daalt deze van 18,08 °C tot 13,43 °C. 3.8.2

Bespreking

Enerzijds blijft het NH3-verwijderingsrendement constant (figuur 3.8.1) wat duidt op een constant NH3transport van de gasfase naar de vloeistoffase. Anderzijds neemt het watervolume lineair af (figuur 99

Hoofdstuk 3 in ρuit d −ρd

3.8.3) wat duidt op een constant waterverlies. Hierdoor neemt de verhouding V

buffertank

toe, m.a.w.

procentueel wordt de afname in de buffertank steeds groter. Door een combinatie van beide effecten neemt de TAN-concentratie in de buffertank exponentieel toe (figuur 3.8.2). De maximale TAN-concentratie bedraagt slechts 3280 mol.m-3 terwijl er normaal gespuid wordt bij een NH4+-concentratie van 4200 mol.m-3. TAN bestaat voor 99,9997 % uit NH4+ waardoor de NH4+concentratie gelijk wordt gesteld aan de TAN-concentratie. Nadat er gespuid wordt, bedraagt de TANconcentratie in de buffertank nog 271 mol.m-3 (figuur 3.8.2). In het model wordt spuien gesimuleerd door de buffertank direct volledig leeg te maken en te vullen met vers aangezuurd waswater zonder stikstof. De TAN die nog in het pakkingsmateriaal zit, komt hierdoor terecht in het nieuwe waswater waardoor de TAN-concentratie in de buffertank na het spuien 271 mol.m-3 bedraagt i.p.v. 0 mol.m-3. De maximale concentratie van 4200 mol NH4+.m-3 wordt echter niet bereikt doordat het waswater in de buffertank op een gegeven moment volledig verdampt is waardoor enkel het waswater overblijft dat aanwezig is in het pakkingsmateriaal. In deze simulatie is het waswater niet echt gespuid, maar werd de buffertank enkel bijgevuld met vers waswater. In de praktijk wordt er bij een bepaalde drempelwaarde vers waswater toegevoegd aan de buffertank opdat er steeds voldoende water in de buffertank aanwezig is om te recirculeren (Vanthillo, 2013). Omdat gegevens hieromtrent ontbreken is dit niet in het model ingewerkt. Verder wordt uit figuren 3.8.1 en 3.8.4 besloten dat de evenwichtssituatie bij 5 uur in sectie 3.1 een goed algemeen beeld geeft van de processen in de luchtwasser. Het gemiddelde NH3verwijderingsrendement in de luchtwasser bedraagt nl. 95,9 % en bij 5 uur bedraagt deze 96,0 %. De gemiddelde temperatuur van het waswater in de buffertank bedraagt 18,05 °C en bij 5 uur bedraagt deze 18,07 °C. Het effect van het spuien op de resultaten in sectie 3.1.2 is dus zeer gering. Bij het spuien is er een kleine toename van het NH3-verwijderingrendement (+1,5 %) door een daling van de temperatuur van het waswater. Daarnaast is de kleine waterwinst, dat juist na het spuien optreedt, niet zichtbaar op figuur 3.8.3 Het NH3-transport van de gasfase naar de vloeistoffase en het waterverlies in de buffertank blijven constant in de evenwichtssituatie in het model. Daarnaast is de NH4+-concentratie in de buffertank gelijk aan de TAN-concentratie. Hiermee kan via vergelijking 3.8.1 een benadering gemaakt worden van de NH4+-concentratie in de buffertank in functie van de tijd.

CL,NH+4 =

EFNH3 ∙ Nv ηNH3 1000 g. kg −1 ∙ ∙ MNH3 100 3,1536 ∙ 107 s. jaar −1 ∙ t Q G,v ρuit − ρin VTL − d ρ d ∙ ∙N ∙t 3600 s. h−1 v L

(3.8.1)

Met VTL het totaal volume waswater in de luchtwasser, m.a.w. het watervolume in de buffertank en in het pakkingsmateriaal (vgl. 3.8.2): VTL = Vbuffertank + VL ∙ nY ∙ NLK

(3.8.2)

De teller in vgl. 3.8.1 geeft de NH3-productie weer in mol.s-1 terwijl de noemer het watervolume in de buffertank weergeeft in m3.s-1. Figuur 3.8.5 geeft de NH4+-concentratie weer i.f.v. de tijd volgens het referentiemodel en volgens vergelijking 3.8.1. Daaruit volgt dat bovenstaande vergelijking een goede weergave geeft van de NH4+-concentratie in de buffertank. 100

Simulatiestudie

4000

Referentiemodel Vergelijking 3.4.1

3500

C

L,NH

+ 4

[mol/m³]

3000 2500 2000 1500 1000 500 0 0

10

20

30 tijd [h]

40

50

60

Figuur 3.8.5: NH4+-concentratie in de buffertank i.f.v. de tijd volgens het model en volgens vergelijking 3.8.1.

Indien CL,NH+4 gelijk wordt gesteld aan 4200 mol.m-3, kan uit vgl. 3.8.1 afgeleid worden dat het waswater gespuid wordt op t = 61,9 h, mits voldoende water ter beschikking is. Stel dat het waswater niet verdampt zou worden, m.a.w. de noemer van vergelijking 3.8.1 blijft constant, dan duurt het maar liefst 39 dagen voordat het waswater gespuid wordt. Dit is een toename met een factor 15, wat duidt dat het verdampingsproces een belangrijke invloed heeft op het spuigedrag van de luchtwasser.

101

H4: Conclusies en perspectieven 4.1 Modelbouw In dit masterproefwerk is een model opgesteld van een chemische luchtwasser voor ammoniakverwijdering die werkt op basis van het tegenstroomprincipe: stallucht wordt onderaan in de luchtwasser gebracht en doorheen het pakkingsmateriaal naar boven gestuwd terwijl bovenaan de luchtwasser een sprinklerinstallatie staat die de stallucht besproeit met waswater. Onderaan de luchtwasser is een buffertank aanwezig waarin het waswater wordt opgevangen. Het pakkingsmateriaal wordt in het model opgedeeld in verticale plaatzijden, die vervolgens verticaal opgedeeld werden in cellen. In elke cel vinden drie belangrijke processen plaats met betrekking tot het massatransport van ammoniak. Ten eerste vindt er verticaal massatransport tussen de individuele cellen plaats van ammoniak in de gasfase en van de totale ammoniakale stikstof (de som van ammoniak en ammonium) in de vloeistoffase, door de beweging van de stallucht en het waswater. Ten tweede vindt er interfasemassatransport plaats tussen de gasen vloeistoffase binnen elke cel: ammoniak uit de stallucht wordt geabsorbeerd door het waswater. De drijvende kracht voor de absorptie is de heersende concentratiegradiënt van ammoniak tussen de gasfase (stallucht) en de vloeistoffase (waswater). Dit transport vindt plaats aan het interfasevlak, dat is het contactoppervlak tussen de gasfase en de vloeistoffase. Een derde type massatransport betreft de verschuiving van het ammoniak/ammoniumevenwicht in het waswater. Het waswater is aangezuurd met zwavelzuur, wat resulteert in een lage pH. Hierdoor verschuift het evenwicht bij een lage pH van ammoniak naar ammonium in het waswater. Op die manier is de ammoniakconcentratie in het waswater steeds zeer laag zodat de concentratiegradiënt voldoende hoog blijft. Door recirculatie van het waswater neemt de ammoniumconcentratie toe onder de vorm van ammoniumsulfaat. Indien deze concentratie te hoog zou worden, treedt er ongewenste kristallisatie op van het zout in het pakkingsmateriaal van de luchtwasser. Om dit te voorkomen wordt het waswater tijdig gespuid: het waswater in de buffertank wordt verwijderd en vervangen door vers waswater. Naast het waterverbruik via het spuien, is er ook waterverlies van de luchtwasser door verdamping van het waswater tijdens de doortocht doorheen het pakkingsmateriaal. Dit verdampingsproces is tevens in het model gebracht. Het massatransport van water wordt in het model geïmplementeerd, analoog als het massatransport van ammoniak. De concentratiegradiënt hierbij is het absoluut vochtgehalte, uitgedrukt in kg water.m-3 stallucht, tussen de stallucht aan het interfasevlak en de stallucht in de bulkgasfase. De stallucht aan het interfasevlak is hierbij waterverzadigd, m.a.w. de relatieve vochtigheid bedraagt 100 %. Tenslotte werd de warmte-uitwisseling aan het interfasevlak tussen de gasfase en de vloeistoffase in het model geïmplementeerd. Deze warmteoverdracht bestaat uit voelbare en latente warmteoverdracht. Voelbare warmteoverdracht wordt veroorzaakt door het temperatuurverschil tussen de gasen vloeistoffase. Latente warmteoverdracht wordt geïnduceerd door de verdamping 102

Conclusies en perspectieven van het waswater, aangezien voor dit verdampingsproces warmte vereist is dat aan de vloeistoffase wordt onttrokken. Met het model dat bovenstaande de ammoniak-, water- en warmte-uitwisselingsprocessen beschrijft, werd een simulatiestudie uitgevoerd. Eerst werd een referentiescenario gedefineerd en geanalyseerd. Vervolgens werden de invloeden van de ontwerpparameters (ventilatiedebiet en hoogte van de luchtwasser) en de operationele variabelen (ingaande stalluchttemperatuur, ingaande relatieve vochtigheid, pH en spuien) onderzocht.

4.2 Referentiescenario Bij het referentiescenario is enerzijds gebruik gemaakt van waarden uit de literatuur, zoals ingaande stalluchttemperatuur, ingaande relatieve vochtigheid, pH van het waswater en ammoniakproductie per vleesvarkensplaats, en anderzijds van specifieke gegevens van de fabrikant, nl. afmetingen van de luchtwasser, verondersteld ventilatiedebiet en het aantal veronderstelde vleesvarkensplaatsen. De resultaten van het model en de bespreking ervan werden opgedeeld in drie categorieën: warmtetransport, watertransport en ammoniaktransport. Anderzijds werden twee type simulaties uitgevoerd: enerzijds een simulatie met een zeer korte gesimuleerde tijdsduur van enkel seconden (opstartfase) en anderzijds een simulatie met een lange gesimuleerde tijdsduur van enkele uren (evenwichtsfase). Op die manier werden de resultaten van bij de opstart van de chemische luchtwasser vergeleken met de resultaten wanneer het model zich in de evenwichtssituatie bevond. Warmtetransport In het model vindt er in elke cel voelbare en latente warmteoverdracht plaats tussen de gasfase en de vloeistoffase. Bij de opstart van de chemische luchtwasser heeft het waswater een lage temperatuur (13 °C) ten opzichte van de ingaande stallucht (22,4 °C). Door dit grote temperatuurverschil, vindt er een grote voelbare warmteoverdracht plaats in het pakkingsmateriaal van de gasfase naar de vloeistoffase. Hierdoor is er een sterke daling van de stalluchttemperatuur. Anderzijds neemt de temperatuur van het waswater, dat telkens gerecirculeerd wordt, toe. Hierdoor daalt het temperatuurverschil tussen de gasfase en de vloeistoffase, waardoor het voelbare warmtetransport afneemt. Het gevolg is een beperktere temperatuurdaling van de stallucht bij de passage doorheen het pakkingsmateriaal tegenover de opstartfase. Naast voelbare warmteoverdracht, dat voornamelijk plaatsvindt van de gasfase naar de vloeistoffase, vindt er ook latente warmteoverdracht plaats van de vloeistoffase naar de gasfase via het verdampingsproces. Een deel van de voelbare warmteoverdracht wordt door de vloeistoffase gebruikt voor het verdampingsproces. Enerzijds neemt de latente warmteoverdracht toe bij een stijgende waswatertemperatuur (zie volgende sectie) en anderzijds neemt de voelbare warmteoverdracht af door een kleiner temperatuurverschil tussen de gasen vloeistoffase. Hierdoor is op een bepaald tijdstip de voelbare warmteoverdracht van de gasfase naar de vloeistoffase even groot als de latente warmteoverdracht van de vloeistoffase naar de gasfase. Vanaf dit punt is het model in evenwicht en kunnen twee belangrijke vaststellingen worden gemaakt. Enerzijds stagneert de temperatuur van het waswater in de buffertank doordat alle netto opgenomen voelbare warmte door de vloeistoffase gebruikt wordt 103

Hoofdstuk 4 voor het verdampingsproces. Anderzijds wordt het temperatuurverschil tussen de ingaande en uitgaande stallucht in de evenwichtssituatie enkel nog bepaald door het verdampingsproces. Watertransport Het watertransport heeft enerzijds invloed op het waswatervolume in de buffertank en anderzijds invloed op de latente warmteoverdracht. De drijvende kracht voor dit watertransport is het verschil in waterdampdichtheid tussen de gasfase aan het interfasevlak en de bulkgasfase. De luchtstroom is steeds waterverzadigd aan het interfasevlak. De hiermee overeenstemmende waarde voor de waterdampdichtheid is afhankelijk van de temperatuur van het waswater: een hogere waswatertemperatuur zorgt voor een hogere waterdampdichtheid aan het interfasevlak. Door het koude waswater bij de opstart is het absoluut vochtgehalte aan het interfasevlak zeer laag, zelfs lager dan het absoluut vochtgehalte van de ingaande stallucht. Hierdoor wordt de waterdamp in de stallucht getransporteerd naar het waswater, resulterend in een stijging van het waswatervolume in de buffertank. Maar door de warmteoverdracht van de gasfase naar de vloeistoffase neemt de temperatuur van het waswater toe, alsook het absoluut vochtgehalte aan het interfasevlak. Na een tiental minuten is het absoluut vochtgehalte aan het interfasevlak groter dan het absoluut vochtgehalte van de ingaande stallucht. Hierdoor neemt de verdamping de bovenhand, resulterend in een daling van het watervolume in de buffertank. In de evenwichtssituatie stagneert de temperatuur van het waswater in de buffertank waardoor het waterverdampingsproces van de vloeistoffase naar de gasfase ook stagneert. Ammoniaktransport Er wordt een evenwicht verondersteld tussen de ammoniakconcentraties aan het interfasevlak in de vloeistoffase en in de gasfase. De verhouding tussen beide concentraties wordt uitgedrukt worden door de Henry-coëfficiënt, die een maat is voor de oplosbaarheid van ammoniak in de vloeistoffase. Deze coëfficiënt daalt echter bij een hogere temperatuur, m.a.w. de oplosbaarheid van ammoniak in de vloeistoffase daalt. Hierdoor kan minder ammoniak van de gasfase naar de vloeistoffase worden getransporteerd. Bij de opstart is de temperatuur aan het interfasevlak kleiner dan bij de evenwichtssituatie waardoor meer ammoniak getransporteerd wordt van de gasfase naar de vloeistoffase. Het uiteindelijke effect hiervan op het ammoniakverwijderingsrendement is echter gering (ca. 2% afname bij stabiel bedrijf t.o.v. het opstartmoment). Het effect op het verwijderingsrendement van een stijgende stikstofconcentratie in de vloeistoffase in de loop van de tijd is verwaarloosbaar aangezien de ammoniakconcentratie in de vloeistoffase verwaarloosbaar klein is t.o.v. deze aan het interfasevlak. De zuurconstante van ammonium geeft de verhouding weer van de ammoniakconcentratie op de ammoniumconcentratie in de vloeistoffase bij een bepaalde pH (een lagere pH zorgt voor een hoger aandeel ammonium). Door de lage zuurconstante van ammonium en de lage pH bestaat meer dan 99 % van de totale ammoniakale stikstof in de vloeistoffase uit ammonium.

104

Conclusies en perspectieven

4.3 Invloed van ontwerpparameters Ventilatiedebiet Een hoger ventilatiedebiet resulteert in een daling van het ammoniakverwijderingsrendement, en wel om twee redenen. Ten eerste zorgt een hoger ventilatiedebiet, bij een constante ammoniakbelasting, voor een verdunning van de ingaande ammoniakconcentratie waardoor de concentratiegradiënt van ammoniak tussen de gasfase en de vloeistoffase verkleint, resulterend in een daling van het ammoniaktransport. Ten tweede zorgt een hoger ventilatiedebiet voor een hogere gassnelheid doorheen de luchtwasser. Hierdoor verkort de verblijftijd van de gasfase in de luchtwasser en zal ammoniak minder tijd hebben om getransporteerd te worden van de gasfase naar de vloeistoffase. Dat de verblijftijd ook van groot belang is, wordt bewezen doordat de ammoniakconcentratie van de uitgaande stallucht groter is bij een hoger ventilatiedebiet (ondanks dat een hoger ventilatiedebiet een lagere ingaande ammoniakconcentratie heeft in de ingaande stallucht). Dus zowel een verlaging van de ammoniakconcentratie als een verkorting van de verblijftijd in de luchtwasser resulteren in een daling. Hoogte luchtwasser Het zou eventueel interessant zijn om de luchtwasser te verhogen, om zo het ammoniakverwijderingsrendement te verhogen. Het verhogen van het pakkingsmateriaal zorgt voor een langere verblijftijd van de gasfase in de luchtwasser, waardoor het ammoniakverwijderingsrendement toeneemt (zie hierboven). Hierdoor zal echter ook de dikte van de concentratiegrenslaag (afstand dat ammoniak moet afleggen van het interfasevlak naar de bulkvloeistoffase) toenemen naarmate de hoogte van de luchtwasser toeneemt. Een dikkere concentratiegrenslaag zorgt voor een moeilijker ammoniaktransport. Hierdoor neemt het verwijderingsrendement bij een hogere luchtwasser eerst sterk toe, bv. bij een verhoging van 0,2 m tot 0,6 m, maar naarmate de luchtwasser steeds hoger wordt, bv. een verhoging van 0,8 tot 1,2 m, daalt de toename van het verwijderingsrendement. Tevens zal ook de drukval toenemen bij een hogere luchtwasser waardoor een te hoge luchtwasser ongunstig is. Daarom is het bv. interessanter om de luchtwasser te verbreden i.p.v. te verhogen.

4.4 Invloed van operationele variabelen Ingaande stalluchttemperatuur Globaal gezien resulteert een hogere ingaande stalluchttemperatuur in een daling van het ammoniakverwijderingsrendement. De ingaande stalluchttemperatuur kan sterk variëren (van 15 tot 35 °C) naargelang het seizoen. Dit heeft enerzijds invloed op de Henry-coëfficiënt en hierdoor ook op de concentratiegradiënt van ammoniak. Maar anderzijds wordt de temperatuursinvloed op de Henrycoëfficiënt enigszins gecompenseerd door een grotere temperatuurdaling van de gasfase in de luchtwasser. Een hogere temperatuur kan namelijk meer waterdamp capteren. Hierdoor zal bij een hogere ingaande stalluchttemperatuur meer waterdamp opgevangen worden door de gasfase, resulterend in een grotere temperatuurdaling bij een hogere ingaande stalluchttemperatuur.

105

Hoofdstuk 4 Ingaande relatieve vochtigheid Naast de ingaande stalluchttemperatuur kan ook de relatieve vochtigheid van de ingaande stallucht variëren: van 50 tot 80 %. Een hogere relatieve vochtigheid van de ingaande stallucht resulteert in een, weliswaar beperkte, daling van het ammoniakverwijderingsrendement. Het absoluut vochtgehalte in de ingaande stallucht is namelijk groter bij een hogere relatieve vochtigheid en aangezien de uitgaande stallucht steeds waterverzadigd is, wordt er minder water opgenomen bij een hogere ingaande relatieve vochtigheid. Hierdoor is de temperatuurdaling van de gasfase kleiner en zal ook de temperatuur van het waswater bij een hogere temperatuur stagneren in vergelijking met een lage ingaande relatieve vochtigheid. De temperatuur aan het interfasevlak neemt toe waardoor het verwijderingsrendement daalt. pH De pH van het waswater heeft een belangrijke invloed op de concentratiegradiënt van ammoniak tussen de gasfase en de vloeistoffase (zie sectie omtrent ammoniaktransport): een hogere pH resulteert in een hoger aandeel ammoniak t.o.v. ammonium. Hierdoor is het belangrijk om het waswater goed aan te zuren zodat de concentratiegradiënt, en dus ook het ammoniakverwijderingsrendement, voldoende hoog blijft. Door de concentratiegradiënt van ammoniak gelijk te stellen aan 0, kan de ammoniakconcentratie in de bulkvloeistof bepaald worden waarbij het ammoniakverwijderingsrendement 0 % bedraagt. Bij een gegeven pH en zuurconstante van ammonium kan vervolgens bepaald worden vanaf welke ammoniumconcentratie in het waswater het massatransport van ammoniak stilvalt. Via de verhouding van deze ammoniumconcentratie op de ammoniumconcentratie bij het spuien wordt een eerste indicatie gegeven hoe groot de concentratiegradiënt nog bedraagt t.o.v. vers waswater en of het waswater niet verder aangezuurd moet worden. Zo blijkt dat bij zeer warme stallucht (35 °C), gecombineerd met een hoog ventilatiedebiet (60 m3.h-1.vvpl-1) het waswater met een pH = 4 onvoldoende aangezuurd is om ammoniak efficiënt te verwijderen. Temperatuurextremen – voorbeeld van een zeer warme zomerdag Er wordt nagegaan hoe de luchtwasser presteert onder een extreme weersituatie: een zeer warme zomerdag waarbij de stalluchttemperatuur 35 °C bedraagt en het ventilatiedebiet maximaal is (60 m3.h-1.vvpl-1). Enerzijds zorgt een hogere stalluchttemperatuur voor een lagere Henry-coëfficiënt in het pakkingsmateriaal (zie sectie omtrent ingaande stalluchttemperatuur) en anderzijds resulteert een hoger ventilatiedebiet in een verdunning van ammoniak in de stallucht en een verkorting van de verblijftijd (zie sectie omtrent ventilatiedebiet). Het ammoniakverwijderingsrendement daalt tot onder het wettelijk vereiste minimum van 70 % waardoor deze luchtwasser in eerste instantie niet voldoet aan de wetgeving. Maar in de praktijk zal dit stalklimaat ook zorgen voor een hogere ammoniakproductie in de varkensstal t.o.v. het referentiescenario. Hierdoor is de ammoniakconcentratie in de stallucht hoger dan de berekende concentratie in het model met een hoger ammoniakverwijderingsrendement tot gevolg. Spuien Het effect van het spuien op het gemiddelde ammoniakverwijderingsrendement en de gemiddelde temperatuur van het waswater in de buffertank is verwaarloosbaar. Indien het waswater niet tijdig aangevuld wordt met vers aangezuurd waswater, zal al het waswater in de buffertank reeds verdampt zijn tegen dat de maximale concentratie ammoniumsulfaat bereikt wordt. Daarom wordt in de praktijk 106

Conclusies en perspectieven tijdig water toegevoegd. Het ammoniak-, water- en warmtetransport in het pakkingsmateriaal is in de evenwichtssituatie zeer stabiel. Hierdoor kan de ammoniumconcentratie in het waswater ook via een vergelijking goed ingeschat worden (vgl 3.8.1).

4.5 Perspectieven Dit masterproefwerk is hierbij afgerond, het onderzoek omtrent (chemische) luchtwassers is dit echter niet. In deze laatste sectie worden verschillende denkpistes geschetst die later als leidraad kunnen dienen voor verder onderzoek. Indien een bedrijf bereid is om meer informatie ter beschikking te stellen, kan het model gekalibreerd en gevalideerd worden. Vervolgens kan de werking van een chemische luchtwasser geoptimaliseerd worden naar ammoniakverwijdering toe door het variëren van de afmetingen en de inputgegevens. Daarnaast kan ook het bijhorende water- en energieverbruik berekend worden. Ook kan het model in principe uitgebreid worden voor de verwijdering van bijkomende componenten, zoals bepaalde geurcomponenten. In het huidige model wordt de pH in het waswater constant verondersteld. Indien het model verder uitgebreid wordt met dynamische pH-modellering, kan deze ook gebruikt worden om verschillende spuitechnieken met elkaar te vergelijken. Luchtwassers worden typisch gekenmerkt door een groot waterverbruik. Verdamping wordt in dit verband aanzien als een verliespost. Vaak wordt regenwater gebruikt om de kosten van het waterverbruik te beperken. Anderzijds kan het verdampingsproces in een luchtwasser ook interessant zijn om bv. effluent in te dikken afkomstig van een mestverwerking. Deze heeft een minerale stikstofconcentratie van bv. 300 g N.m-3 waardoor er voor een chemische luchtwasser nog veel marge is (maximaal toegelaten concentratie bedraagt ongeveer 60 000 g.m-3) als dit water wordt gebruikt als waswater. Voor biologische luchtwassers zou dit ook interessant kunnen zijn doordat effluent ook nog andere mineralen bevat zoals fosfor, kalium, natrium, calcium en magnesium wat als voedingsbron gebruikt kan worden door de micro-organismen (VCM, 2013). Indien men overweegt om effluent van een mestverwerkingsinstallatie te gebruiken als wasvloeistof in een luchtwasser, dient uiteraard wel de nodige aandacht besteed worden aan mogelijke verstopping van het pakkingsmateriaal of de sproeikoppen Doordat bij het plaatsen van een luchtwasser alle stallucht centraal wordt afgevoerd, is het ook interessant om te bekijken of er een warmtewisselaar geplaatst kan worden voor de luchtwasser. Hierdoor kan warmte uit de stallucht gerecupereerd worden. Een bijkomend voordeel hierbij is dat de ingaande stalluchttemperatuur verlaagd wordt waardoor het ammoniakverwijderingsrendement van de luchtwasser toeneemt.

107

Referenties Aarnink, A., Y. Zhao, T. Van Hattum en A. Hol (2007). Reductie fijn stof emissie uit een varkenstal door de combi-wasser van Big Dutchman. Wageningen UR Animal Science Group. Rapport 66: 17p. Aarnink, A. J. A., A. Keen, J. H. M. Metz, L. Speelman en M. W. A. Verstegen (1995). Ammonia emission patterns during the growing periods of pigs housed on partially slatted floors. Journal of Agricultural Engineering Research 62(2): 105-116. Aarnink, A. J. A., W. J. M. Landman, R. W. Melse, P. De Gijsel, A. H. T. Thuy en T. Fabri (2004). Voorkomen van verspreiding van ziektekiemen en milieu-emissies via luchtreiniging. Wageningen UR Agrotechnology and Food Innovations & Gezondheidsdienst voor Dieren. Rapport 59: 63p. Aarnink, A. J. A., M. C. J. Smits en I. Vermeij (2010). Reductie van ammoniakemissie op vleesvarkensbedrijven via gecombineerde maatregelen. Wageningen UR Livestock Research. Rapport 366: 43p. Aarnink, A. J. A., A. J. Van Den Berg, A. Keen, P. Hoeksma en M. W. A. Verstegen (1996). Effect of slatted floor area on ammonia emission and on the excretory and lying behaviour of growing pigs. Journal of Agricultural Engineering Research 64(4): 299-310. Agentschap NL (2010). Spuiwater uit de chemische luchtwasser. Stikstofhoudende zwavelmeststof (ammoniumsulfaatoplossing). Agentschap NL. Ministerie van Economische Zaken. Etiket/Afleverbewijs/Gebruikshandleiding: 2p. Anthonisen, A. C., R. C. Loehr, T. B. S. Prakasam en E. G. Srinath (1976). Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid. Water Pollution Control Federation 48(5): 835852. Bækbo, P. (1989) Luftkvalitet og sundhed i svinestalde: undersøgelser af luftkvaliteten i danske svinestalde og patogenitetsstudier ved lungeinfektion med Pasteurella multocida. Institut for Intern Medicin, Den kgl. Veterinær-og Landbohøjskole: 161p. (Geciteerd door Takai et al., 1998). Bilsen, I., R. De Fré en S. Bosmans (2008). Code van goede praktijk: bepalen van de geurverspreiding door middel van snuffelploegmetingen. Expertisecentrum Milieumetingen. In opdracht van het Departement Leefmilieu, Natuur en Energie.: 47p. Bottcher, R. W. (2001). An environmental nuisance: odor concentrated and transported by dust. Chemical senses 26(3): 327-331. Braun, R., P. Huber en J. Meyrath (1981). Ammonia toxicity in liquid piggery manure digestion. Biotechnology Letters 3(4): 159-164. Brok, G. M., J. G. L. Hendriks, M. G. M. Vrielink en C. M. C. Peet-Schwering (1997). UrinepH, ammoniakemissie en technische resultaten van vleesvarkens na toevoeging aan het voer van organische zuren, met name benzoëzuur. Proefverslag/Praktijkonderzoek Varkenshouderij ISSN 1385-3996: 36p. Brusselman, E. en P. Demeyer (2012). Milderende maatregelen voor geuremissies afkomstig van bestaande varkens- en pluimveestallen in Vlaanderen. ILVO, in opdracht van de Vlaamse overheid - Departement Leefmilieu, Natuur en Energie: 53p.

108

Referenties Collard, J. M. (2009, laatst gewijzigd op 06/08/2009). Luchtwassers: na het bouwen de opvolging. Gelezen op 18/12/2012. https://www.sbb.be/Nederlands/Topmenu/SBBNieuws/tabid/1502/articleType/ArticleView /articleId/958/language/nl-NL/Luchtwassers-na-het-bouwen-de-opvolging.aspx. Cox, J. P. (1975). Method of odor control. Google patents. Verenigde Staten. US Patent 3989498: 4p. Cussler, E. L. (1997). Diffusion: mass transfer in fluid systems. Chapter 8: Fundamentals of mass transfer. Cambridge university press. Dai, X. R. en V. Blanes-Vidal (2013). Emissions of ammonia, carbon dioxide, and hydrogen sulfide from swine wastewater during and after acidification treatment: Effect of pH, mixing and aeration. Journal of environmental management 115: 147-154. Dam, D., H. F. Dobben, C. F. J. Braak en T. Wit (1986). Air pollution as a possible cause for the decline of some phanerogamic species in the Netherlands. Plant Ecology 65(1): 4752. Dasgupta, P. K. en S. Dong (1986). Solubility of ammonia in liquid water and generation of trace levels of standard gaseous ammonia. Atmospheric Environment (1967) 20(3): 565-570. De Bruyn, G., J. Hendriks, M. Baron, H. Van Langenhove, A. Andres, P. Saevels, C. Leribaux, E. Vranken, C. Vinckier en D. Berckmans (2001). Ontwikkeling van een eenvoudige procedure voor de bepaling van geur-en ammoniakemissies van agrarische constructies ten behoeve van een aangepaste milieureglementering in Vlaanderen. Deel 1: Ammoniak- en geuremissies door de veeteelt - bronnen en reductietechnieken. Onderzoeksproject uitgevoerd in opdracht van het Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap: 286p. De Neve, S. (2012). Nutrient management. Chapter 6: Nutrients and the environment. Universiteit Gent. Vakgroep Bodembeheer. Debeer, T. (2012) VEDOWS, het vernieuwend totaalconcept in de varkenshouderij. Katholieke Hogeschool Zuid-West-Vlaanderen: 81p. Demeyer, P. (2013). Persoonlijke communicatie op 04/04/2013. Departement Landbouw en Visserij (2013). Vlaamse bedrijfseconomische standaardwaarden varkenshouderij 2013. Vlaamse overheid. Departement Landbouw en Visserij: 46p. Deshusses, M. A. en C. T. Johnson (2000). Development and validation of a simple protocol to rapidly determine the performance of biofilters for VOC treatment. Environmental science & technology 34(3): 461-467. DIN EN 13725 (2003). Luftbeschaffenheit – Bestimmung der Geruchsstoffkonzentration mit dynamischer Olfaktometrie - Air quality – Determination of odour concentration by dynamic olfactometry. Beuth Verlag, Berlin: 77p. Dixon, J. (2007). The shock absorber handbook. Appendix B: Properties of air. Wiley. Drummond, J. G., S. E. Curtis, J. Simon en H. W. Norton (1980). Effects of aerial ammonia on growth and health of young pigs. J Anim Sci 50(6): 1085-1091.

109

Referenties Emerson, K., R. C. Russo, R. E. Lund en R. V. Thurston (1975). Aqueous ammonia equilibrium calculations: effect of pH and temperature. Journal of the Fisheries Board of Canada 32(12): 2379-2383. (Geciteerd door EPA, 1999). FGOV (2004). Nationaal Plan ter bestrijding van verzuring en troposferische ozon (20042007). Federale overheidsdienst volksgezondheid, veiligheid van de voedselketen en leefmilieu.: 149p. GGD-NL (2012). GGD richtlijn - Geurhinder. Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (RIVM): 35p. Girard, M., M. Belzile, S. P. Lemay, J. Feddes, S. Godbout en F. Pelletier (2012). Biotrickling Filter for the Treatment of Swine Exhaust Air. 6p. Groenestein, C. M., K. W. Van Der Hoek, G. J. Monteny en O. Oenema (2005). Actualisering forfaitaire waarden voor gasvormige N-verliezen uit stallen en mestopslagen van varkens, pluimvee en overige dieren. Wageningen UR Agrotechnology & Food Innovations. Rapport 465: 36p. Groenestijn, J. W. en N. J. R. Kraakman (2005). Recent developments in biological waste gas purification in Europe. Chemical Engineering Journal 113(2): 85-91. Groot Koerkamp, P. W. G., J. H. M. Metz, G. H. Uenk, V. R. Phillips, M. R. Holden, R. W. Sneath, J. L. Short, R. P. P. White, J. Hartung en J. Seedorf (1998). Concentrations and emissions of ammonia in livestock buildings in Northern Europe. Journal of Agricultural Engineering Research 70(1): 79-95. Hao, O. J., J. M. Chen, L. Huang en R. L. Buglass (1996). Sulfate‐reducing bacteria. Critical reviews in environmental science and technology 26(2): 155-187. (Geciteerd door Zhu, 2000). Hartung, E. (2009). Exhaust air treatment systems in Europe. Kiel University: 4p. Heyman, J. (2008, laatst gewijzigd op 18/11/2011). Dichtheid veestapel. Varkensstapel. Gelezen op 17/10/2012. http://lv.vlaanderen.be/nlapps/docs/default.asp?id=121. Heynderickx, P. M. en H. Van Langenhove (2011). Milieutechnologie - lucht. Universiteit Gent. Vakgroep Duurzame organische chemie en technologie. Hol, J. M. G., A. I. J. Hoofs, J. Mosquera en A. J. J. Bosma (2008). Ammoniakemissie en kosten van chemische luchtwasser met bypassventilatoren bij vleesvarkens. Wageningen UR Animal Sciences Group. Rapport 151: 34p. Hutchings, N. J., S. G. Sommer, J. M. Andersen en W. A. H. Asman (2001). A detailed ammonia emission inventory for Denmark. Atmospheric Environment 35(11): 1959-1968. InfoMil (2006). BWL 2006.14.V2. Gecombineerd luchtwassysteem 85 % ammoniakemissiereductie met chemische wasser (lamellenfilter) en waterwasser. Agentschap NL. Minesterie van Infrastructuur en Milieu: 5p. InfoMil (2011a). Technisch informatiedocument: Luchtwassystemen voor de veehouderij. Eisen aan en richtlijnen voor de uitvoering en het gebruik van luchtwassystemen in dierenverblijven. Agentschap NL. Minesterie van Infrastructuur en Milieu: 111p. InfoMil (2011b, laatst gewijzigd op 25/10/2012). Regeling Ammoniak en Veehouderij. D 3 diercategorie vleesvarkens, opfokberen van ca. 25 kg tot 7 maanden, opfokzeugen van ca. 25 kg tot eerste dekking. Gelezen op 26/10/2012.

110

Referenties http://www.infomil.nl/onderwerpen/landbouw-tuinbouw/ammoniak-en/regelingammoniak/stalbeschrijvingen/map-staltypen/3-diercategorie-0#2. InfoMil (2012a). Digitale NeR juli 2012. Agentschap NL. Minesterie van Infrastructuur en Milieu: 367p. InfoMil (2012b, laatst gewijzigd op 18/12/2012). Ammoniak en agrarische bedrijven. Gelezen op 19/12/2012. http://www.infomil.nl/onderwerpen/landbouwtuinbouw/ammoniak-en/regeling-ammoniak/stalbeschrijvingen/popups/luchtwassers. Konings, S. (2007) Biologische en chemische luchtwassers bij vleesvarkensstallen. Katholieke Hogeschool Kempen. Campus Geel. Departement Industrieel Ingenieur en Biotechniek: 44p. Lais, S. (1996) Untersuchungen zur Reduzierung der Ammoniak-und Geruchsemissionen aus der Schweinehaltung durch biologische Abluftwäscher. Universitat Hohenheim. (geciteerd door Melse en Ogink, 2005). Le, D. P. (2006) Odor from pig production: Its relation to diet. Wageningen UR Animal Science: 215p. Lesschen, J. P., M. Van den Berg, H. J. Westhoek, H. P. Witzke en O. Oenema (2011). Greenhouse gas emission profiles of European livestock sectors. Animal Feed Science and Technology 166: 16-28. LNE (2011). Bijlage I Lijst van stalsystemen voor ammoniakemissiereductie. Gelezen op 26/10/2012. http://navigator.emis.vito.be/milnavconsult/consultatieLink?wettekstId=8428&appLang=nl&wettekstLang=nl. LNE (2012). Omzendbrief 2012/1: Milderende maatregelen voor geuremissies die afkomstig zijn van bestaande varkens- en pluimveestallen in Vlaanderen. Vlaamse overheid. Departement Leefmilieu, Natuur en Energie: 18p. LNE (2012b). LRTAP (Long-Range Transboundary Air Pollution). Gelezen op 09/12/2012. http://www.lne.be/themas/luchtverontreiniging/beleid/lrtap. Mackie, R. I., P. G. Stroot en V. H. Varel (1998). Biochemical identification and biological origin of key odor components in livestock waste. J Anim Sci 76(5): 1331-1342. Madigan, M. T., J. M. Martinko, P. V. Dunlap en D. P. Clark (2009). Brock Biology of microorganisms 12th edn. Pearson International Edition: 1061p. Melse, R. W. (2012). Air scrubbers for pig housing systems. Emission reduction of ammonia, odour and fine dust. 3-daagse intensieve cursus over geur, geurhinder en reducerende technieken. Wolkenhoeve (Geel). Melse, R. W., J. M. G. Hol en G. M. Nijeboer (2012). Metingen aan een experimentele biologische luchtwasser met denitrificatie bij een vleesvarkenstal. Wageningen UR Livestock Research. Rapport 554: 32p. Melse, R. W. en G. Mol (2004). Odour and ammonia removal from pig house exhaust air using a biotrickling filter. Water Science & Technology 50(4): 275-282. (geciteerd door Melse en Ogink, 2005). Melse, R. W., N. Ogink en B. Bosma (2008). Multi-pollutant scrubbers for removal of ammonia, odor, and particulate matter from animal house exhaust air. Mitigating Air

111

Referenties Emissions from Animal Feeding Operations Conference Proceedings. Wageningen UR Animal Science Group: 7p. Melse, R. W. en N. W. M. Ogink (2005). Air scrubbing techniques for ammonia and odor reduction at livestock operations: Review of on-farm research in the Netherlands. Transactions of the ASAE 48(6): 2303-2313. Melse, R. W. en J. P. M. Ploegaert (2011). Sturing van spuiwaterafvoer bij een biologische luchtwasser door middel van meting van de elektrische geleidbaarheid. Wageningen UR livestock Research. Rapport 435: 42p. Melse, R. W. en H. C. Willers (2004). Toepassing van luchtbehandelingstechnieken binnen de intensieve veehouderij. Fase 1: Techniek en kosten. Wageningen UR Agrotechnology & Food Innovations. Rapport 029. In opdracht van het Ministerie van Landbouw, Natuurbeheer en Voedselkwaliteit: 46p. Ministerie van de Vlaamse gemeenschap (2003). 19 SEPTEMBER 2003.—Besluit van de Vlaamse regering tot wijziging van het besluit van de Vlaamse regering van 6 februari 1991 houdende vaststelling van het Vlaams reglement betreffende de milieuvergunning en tot wijziging van het besluit van de Vlaamse regering van 1 juni 1995 houdende algemene en sectorale bepalingen inzake milieuhygiëne. Gelezen op 26/10/2012. http://www.ejustice.just.fgov.be/cgi/api2.pl?lg=nl&pd=2003-1010&numac=2003201211. Misselbrook, T. H., T. J. Van Der Weerden, B. F. Pain, S. C. Jarvis, B. J. Chambers, K. A. Smith, V. R. Phillips en T. G. M. Demmers (2000). Ammonia emission factors for UK agriculture. Atmospheric Environment 34(6): 871-880. Mobley, H. L. en R. P. Hausinger (1989). Microbial ureases: significance, regulation, and molecular characterization. Microbiological reviews 53(1): 85-108. Mol, G. en N. W. M. Ogink (2002). Geuremissies uit de veehouderij II. Overzichtsrapportage 2000–2002. Wageningen UR Milieu- en Agritechniek. Rapport 200209: 63p. Moran, M. J. en H. N. Shapiro (1998). Fundamentals of engineering thermodynamics. Third edition (SI version). Chapter 12: Nonreacting ideal gas mixtures and psychrometrics. John Wily & Sons Ltd.: 551-619. Mosquera, J., J. M. G. Hol, R. W. Melse, A. Winkel, G. M. Nijeboer, N. W. M. Ogink en A. J. A. Aarnink (2011). Fijnstofemissie uit stallen: luchtwassers. Wageningen UR Livestock Research. Rapport 295: 55p. Mosquera, J., J. M. G. Hol en G. Nijeboer (2007). Rendementsmeting luchtwasser 90/95% ammoniakreductie Inno+ luchtwassysteem. Wageningen UR Animal Science Group. Rapport 43: 23p. Nellis, G. en S. Klein (2008). Heat Transfer. Chapter 9: Mass transfer (E23). Cambridge University: 64p. Nieuwejaers, B., N. D. Splenter, D. Knight, S. Lauwereins, P. Meulepas, G. V. Laer, T. V. Mierlo en A. Goossens (2004). Emissiereductieprogramma voor het Vlaamse Gewest voor de polluenten SO2 , NOx , VOS en NH3 in het kader van richtlijn 2001/81/EG. Ministerie van de Vlaamse Gemeenschap. Departement Leefmilieu en Infrastructuur. Adiministratie Milieu-, Natuur-, Land- en Waterbeheer. Afdeling Algemeen MIlieu- en Natuurbeleid. Sectie Lucht.

112

Referenties O'neill, D. H. en V. R. Phillips (1992). A review of the control of odour nuisance from livestock buildings: Part 3, properties of the odorous substances which have been identified in livestock wastes or in the air around them. Journal of Agricultural Engineering Research 53: 23-50. Ogink, N. W. M. en P. N. Lens (2001). Geuremissie uit de veehouderij. Overzichtsrapportage 1996-1999. Onderzoeksproject uitgevoerd door IMAG in opdracht van de Ministeries van LNV en VROM. Rapport 2001-14: 40p. Overloop, S. (2012). Verzurende emissie door de landbouw. MIRA - Milieurapport Vlaanderen: 2p. Overloop, S. (2013). Emissie van fijn stof door de landbouw. MIRA - Milieurapport Vlaanderen: 2p. Perry, R. H. en D. W. Green (1984). Perry's Chemical Engineers' Handbook. 6th edition. McGraw-Hill International Editions. Chemical Engineering Series. Picard, A., R. Davis, M. Gläser en K. Fujii (2008). Revised formula for the density of moist air (CIPM-2007). Metrologia 45(2): 149-155. Pieters, J. (2010a). Fysica 4: Fysische transportverschijnselen. Deel 2: Warmteoverdracht. Universiteit Gent. Vakgroep Biosysteemtechniek. Pieters, J. (2010b). Fysica 4: Fysische transportverschijnselen. Deel 3: Massaoverdracht. Universiteit Gent. Vakgroep Biosysteemtechniek. Pollet, I. (2012a). Agrarische constructies. Deel 2: Regelgeving. Universiteit Gent. Vakgroep Biosysteemtechniek. Pollet, I. (2012b). Agrarische constructies. Deel 3: Klimaatsbeheersing. Universiteit Gent. Vakgroep Biosysteemtechniek. Randall, D. J. en T. K. N. Tsui (2002). Ammonia toxicity in fish. Marine Pollution Bulletin 45(1): 17-23. Reid, R. C. en T. K. Sherwood (1958). The properties of gases and liquids: Their estimation and correlation. McGraw-Hill (New York): 386 p. Sander, R. (2011). http://webbook.nist.gov.

Henry's

Law

Constants.

Gelezen

op

31/01/2013.

Satter, I. H. G. (1996). Biowassers in Nederland. Landbouwuniversiteit Wageningen. Vakgroep Agrotechniek & -fysica. Rapport 1070: 209p. (geciteerd door Melse en Willers, 2004). Schellekens, J. (2010). Praktische toepassing luchtwassers voor lage kosten en hoog rendement. DLV Bouw, Milieu & Techniek. Presentatie symposium luchtwassers: 9p. Schiffman, S. S. (1998). Livestock odors: implications for human health and well-being. J Anim Sci 76(5): 1343-1355. Schiffman, S. S., J. L. Bennett en J. H. Raymer (2001). Quantification of odors and odorants from swine operations in North Carolina. Agricultural and Forest Meteorology 108(3): 213240.

113

Referenties Schmidt, I., O. Sliekers, M. Schmid, E. Bock, J. Fuerst, J. G. Kuenen, M. S. M. Jetten en M. Strous (2006). New concepts of microbial treatment processes for the nitrogen removal in wastewater. FEMS microbiology reviews 27(4): 481-492. Scholtens, R. (1996). Inspectie van luchtwassystemen voor mechanisch geventileerde varkensstallen. Wageningen UR. Instituut voor Milieu- en Agritechniek. Intern verslag. (geciteerd door Melse en Willers, 2004). Servicepunten handhaving (2010). Evaluatie Handhavingsamenwerking, Noord-Brabant: 8p.

project

luchtwassers

2009.

Significant GfK (2008). Eindrapport: Uitvoeren van een schriftelijke enquête ter bepaling van het percentage gehinderden door geur, geluid en licht in Vlaanderen.SLO2-meting. In opdracht van de Vlaamse overheid, Departement Leefmilieu, Natuur en Energie. Significant Gfk: 178p. Smet, E. (2012). Biofiltratie van stallucht. 3-daagse intensieve cursus over geur, geurhinder en reducerende technieken. Wolkenhoeve (Geel). Smet, E. en S. Deboosere (1999). Geurbestrijding met behulp van biofiltratie: gerichte inoculatie vereist voor vluchtige organische zwavelverbindingen. EcoTips: 3p. Solomon, G. S., D. J. Miller en T. Ueda (2001). Organic acid scrubber and methods. Google patents. I. CBL Technologies. Verenigde Staten. US 6190629 B1: 15p. Sommer, S. G. en N. Hutchings (2001). Ammonia emission from field applied manure and its reduction—invited paper. European Journal of Agronomy 15(1): 1-15. Spoelstra, S. F. (1980). Origin of objectionable odorous components in piggery wastes and the possibility of applying indicator components for studying odour development. Agriculture and Environment 5(3): 241-260. Starmans, D. A. J. (2006). Dimensionering van de Uniqfill chemischer wasser met lamellen. Wageningen UR Animal Science Group: 19p. Starmans, D. A. J. en R. W. Melse (2011). Alternatieven voor zwavelzuur in chemische luchtwassers. Wageningen UR Livestock Research. Rapport 385: 32p. Statistics Belgium (2010). Structuur van de bevolking volgens woonplaats: oppervlakte en bevolkingsdichtheid. Gelezen op 19/10/2012. http://statbel.fgov.be/nl/statistieken/cijfers/bevolking/structuur/woonplaats/oppervlakte _dichtheid/. Sutton, M. A., C. E. R. Pitcairn en D. Fowler (1993). The exchange of ammonia between the atmosphere and plant communities. Advances in Ecological Research 24: 302-390. Takai, H., S. Pedersen, J. O. Johnsen, J. Metz, P. Groot Koerkamp, G. Uenk, V. Phillips, M. Holden, R. Sneath en J. Short (1998). Concentrations and emissions of airborne dust in livestock buildings in Northern Europe. Journal of Agricultural Engineering Research 70(1): 59-78. Tamminga, S. (1992). Gaseous pollutants produced by farm animal enterprises. Farm Animals and the Environment: 345-357. (geciteerd door Mackie et al., 1998). Tavernier, J. (2004). Algemene aanvraagprocedure voor opname in de ‘Lijst van stalsystemen voor ammoniakemissiereductie'. Vlaamse Landmaatschappij. Ministerieel besluit van 19/03/2004, bijlage 2. Belgisch Staatsblad 14/10/2004: 28p.

114

Referenties Theil, C. G. (1982). TVVL-cursus Luchtbehandelingstechniek, deel 2: Mollierdiagram. TVVL Amersfoort. (geciteerd door Veerman, 2012). Ullman, J. L. (2005). Remedial activities to reduce atmospheric pollutants from animal feeding operations. Agricultural Engineering International: the CIGR EJournal. 7: 40p. Uniqfill (2012). Chemische wasser. http://www.uniqfill.nl/chemische-wasser.

Gelezen

op

18/12/2012.

Van der Hoek, K. W. (1998). Estimating ammonia emission factors in Europe: summary of the work of the UNECE ammonia expert panel. Atmospheric Environment 32(3): 315-316. van der Lans, R. (2000). Advanced course on environmental biotechnology. Chapter 21: Gas-liquid interphase transport. Syllabus. Universiteit Leiden - Delft. Department of Biotechnology. (Geciteerd door Van Meerbergen en Volcke, 2012). Van Gansbeke, S. (2012). Ammoniakemissie-arme stalsystemen voor varkens en pluimvee. Vlaamse Overheid. Departement Landbouw en visserij. Afdeling Duurzame Landbouwontwikkeling: 31p. Van Gansbeke, S., T. Van den Bogaert en N. Vettenburg (2009). Ventilatie en klimaatbeheersing bij varkensstallen. Vlaamse Overheid. Departement Landbouw en visserij. Afdeling Duurzame Landbouwontwikkeling: 74p. Van Langenhove, H. en N. Defoer (2002). Valideren van de meetprocedure voor de bepaling van geuren ammoniakemissies van referentieveestallen als voorbereiding op de implementatie van de beoordelingsrichtlijn voor emissie-arme stalsystemen. Vlaamse Landmaatschappij: 202p. Van Overbeke, P., M. D'Hoop, N. Van Ransbeeck en P. Demeyer (2010). Code van goede praktijk voor emissiearme stalsystemen in de varkenshouderij. Onderzoeksproject uitgevoerd door Pival in opdracht van de Vlaamse Overheid. Departement Landbouw en Visserij: 75p. Vanthillo, E. (2013). Persoonlijke communicatie op 15/12/2013. VCM (2013). Effluenten. Gelezen op 20/05/2013. http://www.vcmmestverwerking.be/information/index_nl.phtml?informationtreeid=140. Verdoes, N. en N. W. M. Ogink (1997). Odour emissions from pig houses with low ammonia emission. Ammonia and odour control from animal production facilities: 317-325. (geciteerd door De Bruyn et al., 2001). Vilt (2012, laatst gewijzigd op 26/06/2012). ILVO gaat via geurlabo geuremissie veehouderij meten. Gelezen op 9/11/2012. http://www.vilt.be/ILVO_gaat_via_geurlabo_geuremissie_veehouderij_meten. Vlaamse overheid (2011, laatst gewijzigd op 08/12/2011). Spuiwater van biologische luchtwassers. Vlaamse overheid. Departement Landbouw en Visserij. Gelezen op 10/04/2013. http://lv.vlaanderen.be/nlapps/docs/default.asp?fid=392. Vlek, P. en J. Stumpe (1978). Effects of solution chemistry and environmental conditions on ammonia volatilization losses from aqueous systems. Soil Science Society of America Journal 42(3): 416-421.

115

Referenties VLM (2010). Voortgangsrapport Mestbank 2010 over het mestbeleid in Vlaanderen. Vlaamse Landmaatschappij. Afdeling Mestbank: 246p. VLM (2011a). Richtwaarden voor de samenstelling en de dichtheid van dierlijke mest 2011. Vlaamse Landmaatschappij: 2p. VLM (2011b). Voortgangsrapport Mestbank 2011 betreffende Vlaanderen. Vlaamse Landmaatschappij. Afdeling Mestbank: 102p.

het

mestbeleid

in

VMM (2011a). Zure regen in Vlaanderen in 2010. Vlaamse Milieumaatschappij. Afdeling Lucht, Milieu en Communicatie. Dienst Lucht: 113p. VMM (2011b). Lozingen in de lucht 1990-2010. Vlaamse Milieumaatschappij. Afdeling Lucht, Milieu en Communicatie. Dienst Lucht: 283p. Vonk, J., W. A. J. van Pul, E. Schols en G. M. de Groot (2012). Naleeftekorten bij luchtwassers in e intensieve veehouderij. Effect op emissie(-reductie) van ammoniak. Rijksinstituut voor Volksgezondheid en Milieu (RIVM): 22p. Vrielink, G. M., J. P. B. F. van Gastel en N. Verdoes (1997). Vermindering van de ammoniakemissie door een chemische luchtwasser. Praktijkonderzoek Varkenshouderij. Proefverslag P 1.178: 20p. Wagner, W. en H. J. Kretzschmar (2008). International Steam Tables-Properties of Water and Steam based on the Industrial Formulation IAPWS-IF97: Tables, Algorithms, Diagrams, and CD-ROM Electronic Steam Tables-All of the equations of IAPWS-IF97 including a complete set of supplementary backward equations for fast calculations of heat cycles, boilers, and steam turbines. Springer. Willems, E., T. Monseré en J. Dierckx (2011). Geactualiseerd richtlijnenboek milieueffectrapportage. Basisrichtlijnen per activiteitengroep – Landbouwdieren. Definitieve tekst – versie 2. ABO nv. In opdracht van het Departement Leefmilieu, Natuur en Energie. Afdeling Milieu-, Natuur- en Energiebeleid. Dienst Mer: 172p. Zeewuster, H. en B. Snel (2012). Eindverslag innovatieproject doelmatig gebruik luchtwassers. Productschap Vee & Vlees - Productschap Pluimvee & Eieren: 83p. Zhu, J. (2000). A review of microbiology in swine manure odor control. Agriculture, ecosystems & environment 78(2): 93-106. Zumft, W. G. (1997). Cell biology and molecular basis of denitrification. Microbiology and Molecular Biology Reviews 61(4): 533-616.

116

Bijlagen B.1 V-lijst van ammoniakemissiearme stallen (LNE, 2011) NH3-emissiefactor [kg NH3.dpl-1.jaar-1]

Code

Stalsysteem

V-1.2

Ondiepe mestkelders met water- en mestkanaal

V-1.3

Gescheiden afvoer van mest en urine d.m.v. een hellende mestband

0,20 – 0,25

V-1.4

Koeldeksysteem met 150 % koeloppervlak

0,15 – 0,19

V-1.5

Volledig rooster met water- en mestkanalen, eventueel voorzien van schuine putwand(en), emitterend mestoppervlak kleiner dan 0,10 m²

0,20

V-1.6

Gedeeltelijk rooster met een (water- en) mestkanaal, eventueel voorzien van schuine putwanden

0,18

0,26

Zeugen in kraamstallen V-2.1

Mestkanaal met mestafvoersysteem

3,20

V-2.2

Ondiepe mestkelders met mest- en waterkanaal

4,00

V-2.3

Schuiven in mestgoot

2,50

V-2.4


2,40

V-2.5

Mestbak onder kraamhok

2,90

V-2.6

Mestpan met water- en mestkanaal onder kraamhok

2,90

Zeugen in dek- en drachtstallen V-3.1

Smalle mestkanalen met rooster met verhoogde mestdoorlaat (alleen toepasbaar bij individuele huisvesting)

2,40

V-3.2

Mestkanaal met combinatierooster en frequente mestafvoer (alleen toepasbaar bij individuele huisvesting)

1,80

V-3.3


2,20

V-3.4


2,20

V-3.5

Groepshuisvestingsysteem, zonder strobed en met schuine putwanden in het mestkanaal

V-3.6

Rondloopstal met zeugenvoederstation en strobed

2,60

V-3.7

Zeugen in voederligbox op strobed

1,00

V-3.8

Gescheiden afvoer van mest en urine door middel van een conische mestband (alleen toepasbaar bij individuele huisvesting)

1,80

2,30 – 2,60

117

Referenties Code

NH3-emissiefactor [kg NH3.dpl-1.jaar-1]

Stalsysteem Vleesvarkens

V-4.1

Mestopvang in en spoelen met beluchte mestvloeistof – hokoppervlak van 0,65 tot en met 0,80 m²

1,40

V-4.2

Mestopvang in beluchte mest en vervanging hiervan via een rioleringssysteem of ander van de lucht af te sluiten afvoersysteem – hokoppervlak van 0,65 tot en met 0,80 m²

1,40

V-4.3

Koeldeksysteem met 170 % koeloppervlak en met rooster met verhoogde mestdoorlaat

1,10

V-4.4

Koeldeksysteem met 200 % koeloppervlak en met roosters met verhoogde mestdoorlaat, maximaal 0,80 m² emitterend mestoppervlak

1,20

V-4.5

Koeldeksysteem 200 % koeloppervlak en met andere dan roosters met verhoogde mestdoorlaat

1,40

V-4.6

Mestkelders met (water-) en mestkanaal, eventueel voorzien van schuine putwand(en) en met roosters met verhoogde mestdoorlaat

1,00 – 1,40

V-4.7

Mestkelders met (water-) en mestkanaal, de laatste met schuine putwand(en) en met andere dan roosters met verhoogde mestdoorlaat

1,20

B.2 Geurreductiemaatregelen varkensstallen (LNE, 2012) Code A-V.1 A-V.2 A-V.3 A-V.4 A-V.5 B-V.1 B.1 B.2 B.3 B.4

118

betreffende

Geurreductiemaatregel Milderende maatregelen voor varkensstallen Optimalisatie van het ventilatiesysteem Intensief en regelmatig reinigen van de stal bij all-in- of all-outsystemen Voederen volgens de behoeften van de dieren Goed brijvoedermanagement als dat van toepassing is Voederverliezen beperken en ze regelmatig verwijderen Beperken van de mestverblijftijd in de stal Milderende maatregelen voor buiten de stal Kadaverkoeling Ventilatie-uitlaat verhogen Aanleggen van een windsingel Een windbreekmuur installeren

B.3 Investerings- en operationele kosten bij chemische luchtwassers

Melse & Willers (2004)

Konings (2007)

Melse et al. (2008)

Schellekens (2010)

2160

2880

-

3000

Maximaal ventilatiedebiet [m³.vvpl-1.h-1]

60

52

60

80

Investeringskosten[1] [euro.vvpl-1]

42

33,7

32,8

41

15,72 4,16 1,25 1,25 5,50 0,48 2,18 0,90

6,88 3,37 0,10 0,76 0,64 0,6[1] 0,74 0

10,8 2,6 1,5 0,8 3,3 0,6 1,4 0,6

14,00 3,92 3,60 0,96 3,84 0,32 0,88 0,48


Operationele kosten [euro.vvpl-1.jaar-1] - Afschrijving - Onderhoud - Rente - Elektriciteit - Water - Chemicaliën - Afvoer spuiwater [1]

overgenomen van Melse et al. (2008)

119

B.4 Berekening luchtdensiteit ρlucht =

mlucht mDL mH2 O = + Vlucht Vlucht Vlucht

Moran & Shapiro (1998): pi ∙ V = ni ∙ R ∙ T =

mi ∙R∙T Mi

mi pi ∙ Mi = V R ∙ T ∙ 1000 g. kg −1 ρlucht =

pd ∙ MH2 O pDL ∙ MDL + −1 R ∙ T ∙ 1000 g. kg R ∙ T ∙ 1000 g. kg −1

120

Modelbouw en simulatie van een chemische luchtwasser voor ammoniakverwijdering uit stallucht

Recommend Documents