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

Metoder til behandling af tungmetalholdigt affald - Fase 3

4 Forslag til danske strategier

• 4.1 Strategi for shredderaffald
• 4.2 Strategi for imprægneret træaffald
  • 4.2.1 Økonomiske betragtninger
  • 4.2.2 Strategi med genvinding af metaller
  • 4.2.3 Strategi uden genvinding af metaller
• 4.3 Strategi for læder- og garveriaffald

4.1 Strategi for shredderaffald

Strategien for oparbejdning af shredderaffald i Danmark bør tage udgangspunkt i følgende:

1. EU-direktivet om udrangerede køretøjer og dets indflydelse på mængde og sammensætning af affaldet.
2. Den fremtidige sammensætning af shredderaffaldet.
3. De fremtidige mængder af shredderaffald.

Desuden bør strategien være afpasset i overensstemmelse med den bedste tilgængelige teknologi på området.

EU-direktivet om udrangerede køretøjer forlanger, at der i 2006 nyttiggøres min. 85% af de udrangerede køretøjers vægt inkl. max. 5% energigenvinding. I 2015 er disse krav ændret til min. 95% nyttiggørelse inkl. max. 10% energigenvinding.

Da samtidig bilernes sammensætning, som det fremgår af tabel 7, har ændret sig væsentlig gennem de seneste 30 år, står man over for væsentlige udfordringer.

Tabel 7. Udviklingen i sammensætningen af biler.

1. Ref. 5: Technologien und Wirttschaftlichkeit von Recycling und Entsorgung von Altautos. Alekxander Stückeli, maj 2000.

En markant ændring har været indholdet af plast, der har været konstant stigende fra ca. 4,5% i 1980 til 16% i år 2000, primært på bekostning af jern og metal. Plastindholdet forventes at stagnere omkring de 16% i de kommende år. Samtidig og især gennem 1990'erne har miljøbehandling af biler før shredning i Danmark medført, at flere og flere dele afmonteres. Det drejer sig om batterier, dæk og væsker. Fremover skal også glas og visse plastmaterialer enten afmonteres før shredning eller, hvis dette er muligt, genvindes som glas og plast efter shredning.

Forudsætter man, at alt glas afmonteres, hvilket i realiteten jo kun vil ske i ikke havarerede biler, fjernes 40 kg glas fra hver bil. Hvis også 30 kg plast i form af diverse kofangere fjernes før shredning vil disse tiltag under danske forhold, hvor biler udgør ca. 25% af formaterialet til shredderen, pr. 1000 kg shredderaffald medføre en reduktion på 8 kg glas og 7,5 kg plast. Denne ændring anses for at have minimal betydning for sammensætning og brændværdi for shredderaffaldet, og dermed for valg af fremtidig oparbejdningsmetode for shredderaffald.

Den største betydning for shredderaffaldets fremtidige sammensætning vil være valget mellem en mekanisk forbehandling inden termisk oparbejdning eller ingen yderligere forbehandling.

I efterfølgende tabel 8 angiver kolonne 3 en sandsynlig sammensætning af shredderaffald, der ikke har gennemgået en yderligere raffinering og kolonne 4 angiver en sandsynlig sammensætning af shredderaffald, der har gennemgået en økonomisk overkommelig raffinering. (Resultatet er fremkommet som et kvalificeret gæt på grundlag af de erfaringer, vi har samlet under vore observationer og især fra én lang række analyser gennemført på shredderaffaldet hos STENA).

Raffineringen kan evt. bestå af følgende trin:

1. Neddeling.
2. Sigtning.
3. Vægtfyldeseparation og/eller separation af metaller ved computer scanning og afblæsning af metaller. Jvf. de beskrevne metoder fra R+ og H.J. Hansen.

Tabel 8. Sammensætning af shredderaffald i danmark.

*) Ca. 3% foreligger som oxider.

**) Ca. 1% foreligger som oxider.

***) Ca. 1% foreligger som oxider.

****) Ca. 5% foreligger som oxider.

*****) Med den nuværende teknologi. Sammensætningen vil ændre sig med udviklingen af nye teknologier.

Mængdemæssigt reduceres den samlede mængde shredderaffald naturligvis med de metaller, glas og plast, der fjernes fra affaldet. Reduktionen vil altså være knap 12% i forhold til den mængde, der ville være tale om, hvis shredderaffaldet ikke blev behandlet. Der vil således i den nærmeste fremtid være behov for at behandle op mod 100.000 tons shredderaffald pr. år i Danmark.

Grundstoffer som bly, zink og klor, som er problematiske for den efterfølgende termiske behandling, fjernes imidlertid ikke ved denne mekaniske oparbejdning. Disse stoffer vil også fremover - endda i relativt forøgede mængder - være tilstede i shredderaffaldet.

Der eksisterer i dag teknologier, som kan genvinde energien og nyttiggøre shredderaffaldet i en sådan grad, at EU-direktivet om udrangerede køretøjer kan opfyldes såvel i 2006 som i 2015.

De umiddelbart tilgængelige teknologier er EBARA, Takuma og sandsynligvis også CT-Environment i kombination med R+ eller H. J. Hansen. Om disse teknologier kan siges, at EBARA og Takuma endnu er første generations processer med de problemer, dette naturligt medfører. CT-Environment er endnu ikke nået til første generation.

Det bør dog nævnes, at også teknologierne udviklet af von Roll, Thermoselect, PKA og skaktovne som SVZ, Pyroarc eller sammenlignelige processer ved videreudvikling og i kombination med mekaniske sorteringsprocesser er interessante.

Ved fastlæggelse af strategien for fremtidig behandling af shredderaffald bør følgende spørgsmål overvejes:

• Medsmeltning af problematisk affald for udnyttelse af brændværdien i shredderaffaldet.
• Med moderne computerteknologi er der store muligheder for yderligere udvikling af scanningsteknologien, hvilket kan medføre udsortering og genvinding af stoffer, som ikke i dag kan genvindes.
• Hvis dette eller andre tiltag muliggør en væsentlig øgning i plastgenvindingen, kan dette på sigt medføre et så stort fald i brændværdi for shredderaffaldet, at energiindholdet bliver for lavt til at smelte slaggen uden tilsats af anden energi.
• Eventuel medforbrænding / smeltning af trykimprægneret træ for at opnå tilstrækkelig brændværdi til smeltning af slaggen. Dette bør da ske i reducerende proces, der bedst sikrer en genanvendelig slagge og størst mulig metalfase.
• Med de nyeste udmeldinger, som netop er modtaget fra Enviroarc, bør mulighederne i Pyroarc-processen studeres nærmere, såvel hvad angår behandling af shredderaffald som måske en kombineret proces, hvor shredderaffald og trykimprægneret træ behandles samtidig.

Før der vælges teknologi, råder vi derfor til, at der gennemføres studier af:

6. De økonomiske og miljømæssige muligheder for yderligere udsortering og genvinding af plast efter en mekanisk forsortering.
7. Undersøge relevansen af genvinding af tungmetaller enten i den mekaniske forsortering eller i en efterfølgende termisk proces.
8. Vurdere om el- og varmeproduktion fra den termiske proces er den optimale energiudnyttelse af shredderaffaldets brændværdi.
9. Studere mulighederne for opgradering af slaggen fra den termiske proces til højværdigt konstruktionsmateriale eller råmateriale.
10. Gennemføre kalkuler, der belyser de miljømæssige og økonomiske aspekter ved medforbrænding af husholdnings- og industriaffald, som også indeholder mange metaller eller evt. imprægneret træ for binding af asen i en metalfase. Flere processer tilbydes til behandling af husholdnings- og industriaffald og er etableret med dette formål i bl.a. Japan.

Disse studier vil kunne finde frem til en til en definition af ideal anlægget til behandling af shredderaffald.

Under alle omstændigheder er de senest tilkomne informationer fra Enviroarc så interessante, at disse bør undersøges nærmere.

4.2 Strategi for imprægneret træaffald

4.2.1 Økonomiske betragtninger

Hovedproblemet med CCA-imprægneret affaldstræ er det meget giftige arsen (As). Foruden As indeholder træet de to tungmetaller kobber (Cu) og krom (Cr), der har en vis handelsværdi som frie metaller. Endelig har spildtræ en meget stor brændværdi.

Potentialet for den danske produktion af imprægneret affaldstræ har vi i projektets første fase skønnet til ca. 18.500 t i 1997 og ca. 90.000 t i 2020 svarende til ca. 10 t Cu + 22 t Cr i 1997 og ca. 70 t Cu + 140 t Cr i 2020 (se ref. 1).

Salgsprisen af tungmetallerne og den frigjorte energi ved forbrænding i det imprægnerede affaldstræ udgør den samlede værdi af affaldet.

Idet vi benytter de samme salgspriser for Cu og Cr som for Cu i de økonomiske beregninger i afsnit 3.1.3 (4.000 DKK/t), bliver salgsværdien for metallerne i 1997 128.000 DKK og 840.000 DKK i 2020.

Til sammenligning udgør den skønnede samlede brændværdi i 1997 0,283 PJ/år og forventes at blive1,37 PJ/år i 2020. Set i forhold til det samlede forbrug af skovflis på alle danske varme- og kraftvarmeværker i 2001 på 3,53 PJ, repræsenterer potentialet i CCA-imprægneret affaldstræ altså ikke mindre end ca. 10%.

Med en termisk virkningsgrad på 85% og en salgspris på 150 DKK/MWh, vil denne varme kunne indbringe ca. 10 mio. DKK i 1997 og ca. 49 mio. DKK i 2020. Hvis behandlingsanlæggene producerer elektricitet, vil den samlede energi-salgspris være ca. 5-10% højere.

Brændværdien udgør altså mere end 98% af affaldstræets værdi.

Kobber ”tabes” mange steder i det danske ”Cu-kredsløb” fx i slagge fra affaldsforbrændingsanlæg og i skrot, der genbruges til stålproduktion.

I Danmark forbrændes ca. 3 mio. t affald/år i affaldsforbrændingsanlæg. Hvis man antager et gennemsnitligt askeindhold på ca. 20% med en Cu-koncentration på ca. 0,5%, betyder det, at der årligt deponeres ca. 3.000 t Cu i affaldsslagge fra danske affaldsforbrændingsanlæg.

Den danske ”produktion” af jernskrot er på ca. 1 mio. t/år. Hvis vi antager et gennemsnitligt Cu-indhold på 0,25%, svarer det til, at ca. 2.500 t Cu/år forsvinder fra ”Cu-kredsløbet”.

Disse to restprodukter står altså for et samlet årligt Cu-tab på mindst 5.500 t.

Cu-mængden i imprægneret affaldstræ udgør altså ca. 0,2% (1997) af det samlede ”tab” af Cu i disse tre affaldsstrømme (slagge fra affaldsforbrænding, jernskrot og imprægneret affaldstræ).

4.2.1.1 Konklusion

Hovedindsatsen i behandlingen af CCA-imprægneret affaldstræ bør derfor koncentreres om løsningen af problemerne med det meget giftige As, der skal stabiliseres / bindes, så det på den billigste måde kan deponeres uden risiko for miljøet. En mulighed er at behandle affaldstræet sammen med en mindre mængde shredderaffald eller læder- og garveriaffald i en proces, der binder As i stabile jern- eller kobberforbindelser.

Brændværdien i affaldstræet skal udnyttes effektivt for at sikre en så stor CO₂-fortrængning som muligt.

Genvindingen af Cu og Cr fra CCA-imprægneret affaldstræ må prioriteres i forhold til de behandlingsomkostninger, som er forbundet med oparbejdningen. I det omfang Cu og Cr ikke genvindes bør de under alle omstændigheder stabiliseres, så aske, slagge og andre restprodukter kan deponeres uden risiko for miljøet.

Vi forventer, at det er væsentligt mere økonomisk fordelagtigt at udvinde en del af rest kobberindholdet fra affaldsslagge og skrot end at genvinde kobber fra imprægneret træ. En sådan udvinding kan fx foregår med mekanisk separationsudstyr baseret på sensorbaserede metalseparatorer (fx S+S, SSE).

4.2.2 Strategi med genvinding af metaller

Ud over det ”lukkede” finske system, som oparbejder metallerne i CCA-imprægnerede stolper til nyt imprægneringsmiddel, har vi ikke kunnet finde erfaringer fra fuldskala-anlæg, der genvinder metaller og energi fra imprægneret affaldstræ.

Kommunekemi og Teknologisk Institut har i pilotanlæg vist, at en modstrømsforgasser kan forgasse imprægneret affaldstræ. Der findes kun erfaringer i laboratorie-skala med en kemisk oparbejdning af metallerne. Nye lovende og billige processer er under udvikling hos Watech A/S.

Pilot-forsøg med Pyroarc-processen og oplysninger fra Enviroarc viser en interessant mulighed for at udnytte processen til effektivt at binde arsen til jern. Enviroarc forventer, at Pyroarc-processen herudover vil kunne producere en lagringsstabil slagge med indhold af mineraler og oxiderede metaller samt en metal-legering, som eventuel vil kunne afsættes. Processen er ikke afprøvet i fuld skala. Da Pyroarc-processen også kan behandle læder- og garveriaffald og sandsynligvis også shredderaffald, bør denne proces følges nøjere.

Genvindingen af energien i træet er meget vigtig, da den udgør over 98% af affaldets værdi. Da salgsværdien af metallerne er relativ lille, skal den efterfølgende oparbejdningsproces være så billig som overhovedet mulig. I modsætning til metallerne Cu og Cr har As negativ værdi og bør derfor bringes på en form, så omkostningerne til deponering bliver mindst muligt.

Set i forhold Cu- og Cr-indholdet i tre danske affaldsstrømme (slagge fra affaldsforbrænding, jernskrot og imprægneret affaldstræ) udgør disse metaller en meget lille andel (ca. 0,2%).

4.2.3 Strategi uden genvinding af metaller

Energien i det imprægnerede affaldstræ kan nyttiggøres i mange af de undersøgte termiske processer, men man vil kunne opnå endnu større fordele, hvis affaldstræet behandles sammen med en mindre mængde jern- eller kobber-holdigt affald som oparbejdet shredderaffald eller læder- og garveriaffald. (Med oparbejdet shredderaffald menes shredderaffald, hvor alle større stykker metal (over 3-5 mm) er fjernet med mekaniske separationsmetoder; men hvor affaldet stadig indeholder oxider og mindre stykker af metallerne). Under de rette termiske forhold danner As meget stabile kemiske forbindelser med både jern og kobber.

Ebaras og Takumas processer vil ikke være velegnede, da As-forbindelser vil kunne forurene overfladen af de frie metaller. De efterfølgende smelteprocesser sker ikke under reducerende forhold og vil derfor ikke kunne danne de frie metaller, der er nødvendige for at binde As.

Vi vurderer, at de reducerende termiske processer hos SVZ, Pyroarc, KSK, Kawasaki og PKA sandsynligvis alle vil kunne behandle en blanding af 15% oparbejdet shredderaffald og 85% imprægneret affaldstræ. Jern- og kobber-indholdet i affaldet vil kunne udnyttes til at binde arsen i meget stabile jern- eller kobber-forbindelser. Da energien i træet og de reducerende forhold vil kunne udreducere flere frie metaller, end der er nødvendigt for at binde As, forventes processerne desuden at producere Cu/Cr/Fe-legeringer, der muligvis vil kunne afsættes. En del af metallerne vil afhængigt af driftsbetingelserne kunne findes i oxideret form i et slaggeproduktet. Afhængigt af mængden af tilsat svovl vil processerne desuden kunne produceres sulfidsmelter af krom og kobber.

4.3 Strategi for læder- og garveriaffald

Mængden af læderaffald i Danmark udgør ca. 4.300 t i produkter og 400 t fra garveriindustri og forarbejdning (estimat fra projektets fase 1). Indholdet af Cr er anslået til 92 t, hvilket er i samme størrelsesorden som det forventede indhold i trykimprægneret træ år 2020 (125 t Cr) fra 80.000 t trykimprægneret træ.

Der er flere muligheder for at behandle læderaffald med udvinding af metaller.

1. Behandling i separat anlæg
   Behandlingen kan ske i et Pyroarc-anlæg eller et andet skaktovnsanlæg, som separerer i slagge og metalsmelte. Ved behandling sammen med en tilstrækkelig mængde jernholdigt affald fx jernoxidaffald eller jernpartikler samt koks, træflis eller andet reduktionsmiddel vil anlægget kunne producere en jernkromlegering, som kan afsættes til stålværker. Behandling af kun den danske affaldsfraktion af læder forventes at medføre en forholdsvis høj behandlingsomkostning på ca. 1.500-2.000 DKK/t affald. Hvis der tilsættes andet affald sammen med læderaffaldet, som ikke ødelægger jernkromlegeringens egenskaber, vil der kunne bygges et anlæg med større kapacitet og lavere driftsomkostninger. Hvis der tilsættes andet affald, skal specielt kobberindholdet være meget begrænset for ikke at ødelægge den producerede metallegerings kvalitet.
    
2. Behandling af læderaffald sammen med neddelt imprægneret træ, som forgasses eller forbrændes i fluid bed anlæg og efterfølgende oparbejdes med udvinding af krom og kobber.
   Da læderaffaldet udgør en mindre mængde end den forventede mængde imprægneret affaldstræ, vil læderaffaldet efter neddeling med fordel kunne blandes med nedfliset imprægneret affaldstræ og forgasses/forbrændes. Læderaffaldet forventes pga. det høje indhold af krom at øge kromkoncentrationen i slaggen/flyveasken. Hvis den termiske proces er efterfulgt af en kemisk baseret proces til genvinding af krom og kobber fra slagge og /eller flyveaske, formoder vi, at den højere kromkoncentration i slagge/flyveaske fra læderaffaldet vil forbedre behandlingsøkonomien. Under de rette forhold vil svovl, der findes i høje koncentrationer i garveriaffald, kunne binde As samtidig med, at Cu og Cr samles i en sulfidsmelte.

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

Version 1.0 Februar 2006, © Miljøstyrelsen.