| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Luftrensning til stalde

4 Resultater

• 4.1 Dimensionering og udgifter til etablering af pilotanlægget
• 4.2 Vandforbrug
• 4.3 Elforbrug
• 4.4 Næringsstoffer i afløbsvandet
• 4.5 Rensningseffekt på lugt - Olfaktometriske målinger
• 4.6 Rensningseffekt på lugt - enkeltstofmålinger og on-site målinger
• 4.7 Rensningseffekt for ammoniak
• 4.8 Produktion af NO og N₂O (lattergas)
• 4.9 Kvælstofbalance over biofiltre

4.1 Dimensionering og udgifter til etablering af pilotanlægget

Biofiltret blev dimensioneret efter en belastning på ca. 365 m³ afkastluft per time per m² filteroverflade (m³/h/m²), som svarer til rensning af 70 % afkastluft fra 300 slagtesvin ved maximal ventilation. Det etablerede filter havde et samlet areal på 57,60 m² (tabel 5.1), hvor anlægsudgiften til filtret er beskrevet i nedenstående tabel 4.2.

Den reelle belastning af filtret i sommer-/efterårsperioden 2005 lå fra 217 - 262 m³/h/m² (tabel 4.1), og altså i størrelsesorden 60 – 70 % af dimensioneringsgrundlaget.

Tabel 4.1 Målte arealer og beregnede belastninger i sommerperioden. Tallene er hentet fra prøvetagningsperioden

Tabel 4.2 Etableringsudgifter

4.2 Vandforbrug

Befugtningsanlæggets vandforbrug blev i første periode af forsøget dimensioneret til 14 l/time per filter ved maksimum ventilation, hvilket svarer til et forbrug på 0,0027 liter vand per m³ afkastluft. Ydelsen blev automatisk reguleret efter ventilationsydelsen.

I både vinter- og forårsperioden blev der ikke opnået den fornødne fugtighed af filtermaterialet, og videoundersøgelsen understøttede, at den manglende befugtning skyldes af anlægget ikke fungerede. Det blev vurderet, at den manglende befugtning skyldtes et for lille vandtryk i kombination med dysser med for store dysseåbninger.

Det nye befugtningsanlæg blev dimensioneret efter en fast ydelse på 0,005 liter vand per m³ afkastluft, der omregnet svarer til ca. 1,1 m³ per produceret slagtesvin. Optagelse af vand i afkastluften blev endvidere estimeret ud fra temperaturgradienten mellem afkastluften og den befugtede indgangsluft til filtret. Optagelsen blev estimeret til mellem 0,002 og 0,003 liter vand per m³ afkastluft, svarende til at 40 til 60 % af det tilsatte vand blev optaget i afgangsluften.

Registrering af afløbsvand pumpet væk fra bunden til residualrummet blev i september 2005 registret til ca. 0,002 liter vand per m³ luft. Svarende til den mængde der ikke blev optaget i afkastluften, eller som blev afvasket fra filtermaterialet. Afløbsvandet blev under forsøget pumpet tilbage til gyllekanalen, og endte således som en ekstra mængde i landmandens gylletank. Ved anvendelse af det beskrevne biofilter, må der således forventes håndtering af en ekstra mængde gylle.

4.3 Elforbrug

På baggrund af de mange udskiftninger af udstyr undervejs i forløbet samt tilkobling af en række komponenter i relation til måleudstyr med mere, har det ikke været muligt at estimere et elforbrug, der svarer til forbruget af de driftsmæssige enheder i selve filtret.

4.4 Næringsstoffer i afløbsvandet

De kemiske parametre, der blev målt i afløbsvandet i forsøgsperioderne, er fremstillet skematisk i tabel 4.3.

Tabel 4.3 Resultater fra kemiske analyser af afløbsvandet.

4.5 Rensningseffekt på lugt - Olfaktometriske målinger

Lugtkoncentrationen fra stalden blev registreret i intervallet fra 754 - 1939 OU_E/m³ (Odour Units = Lugtenheder) i vinterperioden, mens lugtkoncentrationen i sommerperioden var i intervallet fra 630 - 3100 OU_E/m³ (fig. 4.1).

Figur 4.1 Lugtkoncentrationer i afkastluften fra stalden (før filtret) i hele forsøgsperioden. Kanel 1 og 2 (tilgangskanalen) er stedet for prøveudtagningen.

Tabel 4.4 De gennemsnitlige lugtreduktioner for de enkelte filterenheder. Opgørelsen er foretaget over målingerne i sommerperioden (august – september).

Som det fremgår af tabel 4.4 og figur 4.1 var der ingen væsentlig forskel i lugtreduktionen for LECA og halmfiltre i sommerperioden. På baggrund af tidligere resultater og erfaringer fra andre biofiltre, er de opnåede rensegrader særdeles høje, og i en størrelsesorden, der indikerer et potentiale for lugtrensning med de afprøvede materialer.

Figur 4.2.   Rensningseffekten på lugt for de to typer filtre under henholdsvis en vinter og en sommerperiode.

Der var ingen eller ringe rensning i vinter måleperioden, hvilket tilskrives en manglende effektiv befugtning. Tidligere anbefalinger af halmfiltre har vist, at befugtning ikke burde være nødvendig i vinterperioden. Resultaterne i denne undersøgelse indikerer nødvendigheden af en effektiv befugtning - også i vinterperioden, med den type konstruktion der blev etableret i nærværende projekt. Dette skyldes antageligt, at luftbelastningen var forøget i forhold til det tidligere afprøvede filter fra Agrofilter GmbH, og at den øgede belastning var årsag til, at filtret tørrede ud - selv om vinteren. En øget belastning af filtret, og dermed en mindre pladskrævende enhed betyder således, at der i stedet må forventes en større udgift til vanding.

4.6 Rensningseffekt på lugt – enkeltstofmålinger og on-site målinger

I det følgende er kun omtalt målinger af lugtstoffer fra august 2005, idet målinger fra vinterperioden 2004/2005 ikke vurderes at være relevante, eftersom filtrenes befugtning, som omtalt ovenfor, ikke fungerede tilfredsstillende i denne periode.

For at kunne få et mål for biofiltrets evne til at fjerne enkelte kemiske stoffer der bidrager til lugt, blev rensningseffekten beregnet ud fra målinger udført med GCMS på specifikke lugtstoffer (figur 4.3).

Som det fremgår af figuren har begge filtertyper en effektiv rensning for de fleste lugtstoffer (op mod 100 %), mens enkelte stoffer tilsyneladende renses med en noget ringere effekt. Specifikt kan nævnes stofferne dimethylsulfid, dimethyldisulfid, dimethyltrisulfid og benzaldehyd. De negative rensegrader for disse stoffer kan indikere, at forbindelserne dannes i filtret, eller at der eksisterer et måleteknisk problem for de omtalte stoffer. Sidstnævnte understøttes at de supplerende målinger, der blev foretaget med MIMS (figur 4.3).

Klik her for at se figuren.

Figur 4.3. Rensningsgrader for enkeltstoffer i biofiltrets fire kamre. Y-aksens skala viser rensegraden og skal ganges med 100 for at få procenten. En rensningsgrad på 1 svarer således til 100 %. Prøverne er udtaget den 24. august 2005.

Renseeffekterne for de udvalgte stofgrupper (MIMS-målinger, figur 4.4), organiske sulfider, organiske syrer og paracresol lå i alle tilfælde højst for LECA. Renseprocenterne for LECA lå på 61 % for førstnævnte gruppe (organiske sulfider), mens den for halm lå tæt på 23 %. Fra bioblokkene alene kunne der registres en reduktion i organiske sulfider på 10 % og 7 % for henholdsvis LECA og halmfiltret.

De tilsvarende resultater for organiske syrer lå på 88 %, 64 % samt 54 % og 34% for henholdsvis LECA (figur 4.4), halmfiltret og bioblokkene i LECA og halmfiltret. Endelig var reduktionerne for p-cresol på 88 %, 80 % samt 71 % og 61 % henholdsvis LECA, halmfiltret og bioblokkene i LECA og halmfiltret.

De opnåede resultater tyder på, at LECA var den mest effektive filtermatrix. Det er specielt bemærkelsesværdigt, at der blev registreret relativt høj renseeffektivitet for organiske sulfider (61 %) i LECA-filtrene (figur 4.4), idet disse forbindelser generelt er svære at reducere i andre filtertyper på grund af deres ringe vandopløselighed (2).

Det er også værd at bemærke, at der registreres en betydelig reduktion af de udvalgte stofgrupper i bioblokkene alene. Det hænger formodentligt sammen med at bioblokkene, udover at fungere til en bedre fordeling af luften, også fungerer som dråbefang. De vandopløselige lugtstoffer der optages i vanddråberne allerede omkring befugtningen afsættes dermed i bioblokken. Ud fra datamaterialet er det imidlertid ikke muligt at sige, om der også sker en decideret biologisk omsætning i bioblokkene.

Figur 4.4 Målinger på grupper af lugtstoffer: ROS, organiske sulfidforbindelser; RCOOH, organiske syrer; P-cresol: paracresol. Resultaterne er vist som et gennemsnit (+/- 1 SD) af målinger opnået den 24. august 2005.

Konklusionerne på de kemiske målinger af lugtstoffer er baseret på et forholdsvis begrænset datamateriale.

4.7 Rensningseffekt for ammoniak

Ammoniakkoncentrationen i afkastluften var i hele forsøgsperioden relativ lav trods gulvudsugning. Den største koncentration blev målt i vinterperioden (fig. 4.5). På grund af de lave koncentrationer i staldluften, har det ikke været muligt at anvende kontinuerte målinger til at beregne ammoniakreduktionen over filtret, idet målingerne viste sig at være forbundet med usikkerhed ved de lavere koncentrationer efter luftens gennemgang i filtret.

Figur 4.5 Ammoniakemissionen i afkastluften fra stalden i hele forsøgsperioden. Kanel 1 og 2 er stedet for prøveudtagningen fra de 2 staldsektioner.

Tabel 4.2 Den gennemsnitlige ammoniakreduktion for de enkelte filterenheder. Opgørelsen er foretaget over resultaterne i sommerperioden.

Ammoniakreduktionen i sommerperioden (med et nyt befugtningssystem) var således signifikant højere for LECA filtrene, mens halmfiltrenes effekt var overraskende lav. I figur 4.6 og 4.7 er ammoniakreduktionen over hele forsøgsperioden vist.

Figur 4.6 Rensningseffekten for ammoniak i forsøgsperioden for filtre med LECA. Beregningerne er fortaget på målinger udført med Kitagawerør.

Figur 4.7 Rensningseffekten for ammoniak i forsøgsperioden for filtre med Halm. Beregningerne er fortaget på målinger udført med Kitagawerør.

4.8 Produktion af NO og N₂O (lattergas)

Resultaterne fra analysen af NO og lattergas blev målt i september i alle filtrene. Resultater er fremstillet grafisk i figur 4.8. Bemærk, at resultaterne for NO er vist i ppb (parts per billion), mens latter gas er fremstillet i ppm (part per million), hvor ppb således er en faktor 1000 lavere end ppm angivelsen.

Baggrundsværdierne for NO er svagt forøget i forhold til luft i det åbne land, mens værdien for lattergas svarer til normal baggrundskoncentration i atmosfæren. Som det fremgår, er der en beskeden stigning i både NO og lattergas efter luftens passage gennem filtrene. For NO lå den gennemsnitlige forøgelse på 73 ppb for LECA og 71 ppb for halm. For lattergas var de tilsvarende tal på 0,1 ppm for begge filtertyper. Der synes ikke at være nogen entydig forskel mellem filtertyperne halm og LECA.

Klik her for at se figuren.

Figur 4.8. Koncentrationerne af NO og lattergas i henholdsvis baggrund (reference) indgangsluften til filtret og afkastluften fra filtret.

4.9 Kvælstofbalance over biofiltre

Kvælstofbalancen over filtret blev beregnet fra et døgns on-line data på en dag, hvor ammoniakkoncentrationen var lav. Beregningen er forbundet med en række usikkerhder, og skal betragtes som et overslag.

Der var en renseeffekt for ammoniak på ca. 53,8 % for LECA, mens effekten for halmfiltret lå på 50,1 %. Koncentrationerne af produceret lattergas og NO (udregnet som N₂O-N og NO-N) lå i samme størrelsesorden for de to filtertyper.  Der blev produceret i mellem 0,21 – 0,23 g N₂O-N per time for lattergas og 0,12 – 0,16 g NO-N per timer for NO. Af den tilledte mængde kvælstof i form af NH₃-N svarer det til 5,0 – 5,4 % for lattergas og 1,5 – 1,9 % for NO. En lille del af den kvælstof der ledes til filtret ender således som drivhusgasser.

Det skal påpeges, at denne beregning også kan foretages på baggrund af den tilbageholdte mængde kvælstof i filtret. Denne beregning vil give en højere procentvis produktion.

Resultaterne fra vandanalyserne viser, at en stor del af den kvælstofmængde der ledes fra stalden ender i afløbsvandet (rejectvandet). Ud fra den kvælstof, der ledes til filtret fra stalden på den pågældende dag, kan der genfindes mellem 14,7 og 23,4 % i afløbsvandet (fig. 4.9). Ud fra massebalancen på kvælstof kan der således genfindes mellem 66,9 og 80% af den totale kvælstofmængde der tilledes hhv. LECA og hamlfilteret. Den resterende del, svarende til 20 og 30 % af den tilledte mængde kvælstof, er formodentligt opsamlet i filtermaterialet.

Figur 4.9 Kvælstofbalancen over filtret 1 og 2 er estimeret den 4. september 2005.

Lattergas figurerer som en potent drivhusgas, og har en global opvarmningseffekt der er 296 gange højere en CO₂, når dette betragtes i en 100 års tidshorisont (8). På den baggrund vil den producerede mængde lattergas, der er estimeret fra filtret, svare til en klimaeffekt på ca. 3 % af den klimaeffekt, der kan forventes fra produktionen af CO₂ fra svinestalden. Det skal påpeges at denne beregning er baseret på blot en trippelmåling, og bør således underbygges af væsentligt flere målinger. Dette har imidlertid ligget udenfor målet med denne undersøgelse.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 August 2006, © Miljøstyrelsen.