|
Brancheorientering for varmforzinkning 5 Miljøbelastning
Miljøbelastningen fra varmforzinkningsindustrien hidrører i produktionsleddet først og fremmest fra luftforurening og frembringelse af kemikalieaffald samt i stadig mindre grad fra udledning af spildevand. Endvidere giver energiforbruget – ofte indirekte på kraftværker o. lign. – anledning til bla. luftforurening og affaldsproduktion. 5.1 LuftforureningLuftforureningen stammer dels fra zinksmelten og dels fra saltsyrebejdserne. En del af de luftformige emissioner fra forzinkningsprocessen kan dog føres tilbage til flusbadskemikalier, se nedenfor. Emissionen fra selve flusbadet skønnes negligeabel, eftersom badet ikke indeholder flygtige komponenter. Efterhånden har de fleste danske varmforzinkere afskærmet zinkgryden og opført en skorsten til afkast af ventilationsluften fra afskærmningen. På den måde undgås at den voldsomme røgudvikling fra dypning af emnerne i zinkgryden spredes til produktionshallen, hvilket har medført en stor forbedring af arbejdsmiljøet. Afskærmning har i de fleste tilfælde givet mere kontrolleret spredning af zink i omgivelserne, idet emissionen kan begrænses til dette ene afkast. De fleste store danske varmforzinkere har i dag etableret rensning af afkastluften fra zinksmelten. Da luftforureningen består af støv, kan luften renses i et posefilter, men en våd scrubber kan også benyttes. Ved rensning fjernes 90 - 99 % af støvet, og afkastluften ligger langt under de gældende emissionskrav. I enkelte nye installationer er der på zinkgrydens kanter opbygget et kammer med lemme og med en højde, der sikrer frit ophæng af emnerne over zinksmelten. I lukket tilstand er kammeret ganske tæt, hvilket reducerer det volumen, som fyldes af røg ved neddypningen. Denne indkapsling af zinkgryden giver den mest effektive udsugning af zinkrøgen ved mindst mulig luftmængde. Disse to forhold har stor betydning for dimensionering, effektivitet samt installations- og driftsomkostninger af et støvfilter. Indkapslingen kræver relativt dybe gryder og god lofthøjde. Dyppeprocessen ”låses” ved indkapsling af gryden, idet emnerne – foruden den vertikale bevægelse – kun kan bevæges i grydens længderetning. Emissionen fra zinksmelten består groft sagt af støv indeholdende ammoniumchlorid samt uorganiske zinkforbindelser, fortrinsvis Zn, ZnO og ZnCl2. Zink udgør i alt (dvs. i alle kemiske forbindelser) ca. 20 - 35 % af støvet. Foruden støv udsendes mindre mængder af gasformige stoffer som chlorbrinte og ammoniak. Ved emissionsmålinger skal man være påpasselig med gasmålinger, idet chloridindholdet kan stamme fra NH4Cl, der sublimerer eller ikke er udfældet i et foranliggende støvfilter. Det kan ikke udelukkes, at der fra zinkgryden emitteres bly, som enten er tilsat (ca. 0,5 %) af produktionstekniske grunde ved brug af elektrolytzink eller stammer fra et blyindhold på op til 0,5 % i zinkbarrerne. Der findes ingen tilgængelige informationer om størrelsen af blyemissionen i de to situationer, men den umiddelbare forventning er, at emissionen er uden miljømæssig betydning. Dette skyldes, at hovedparten af støvet kommer fra flussaltet. Støvemissionen hænger nøje sammen med forbruget af flusmidler. Tyske undersøgelser viser, at støvemissionen er ca. 0,2 - 0,3 kg pr. ton gods ved et flusmiddelforbrug på 2 kg/ton gods. Øges flusmiddelforbruget derimod til 4 kg/ton gods, bliver støvemissionen ca. 1,2 kg/ton gods. Emission af chlorbrinte fra saltsyrebade er i almindelighed af begrænset omfang, og emissionsbegrænsning vil derfor normalt ikke være påkrævet. Emissionen opstår fortrinsvis ved nedsænkning og optagning af gods. Opvarmning af bejdsebade til over stuetemperatur (ikke gængs procedure) eller høje syreprocenter giver ligeledes forøget afdampning af chlorbrinte. I Tabel 4 er anført data for målte emissioner fra udvalgte danske virksomheder. Emissionsværdier skal dog tages med et vist forbehold, idet der ikke i alle tilfælde foreligger detaljerede oplysninger om de omstændigheder, hvorunder data er fremkommet.
En maksimal støvemission fra varmforzinkningsanlæg på 5 mg/m3 er udtryk for BAT, og det vil de færreste virksomheder kunne overholde uden luftrensning. Hovedparten af støvet er zink. Anvendes BAT-løsninger med luftrensning, vil man kunne overholde en emissionsgrænse på 5 mg/m³. Det er dog ikke nok at rense luften og derved fjerne støvpartikler. Man skal også sørge for, at forureningen spredes effektivt, så man ikke får uacceptable koncentrationer af farlige stoffer i omgivelserne, og her er zink den kritiske parameter. De tilladelige koncentrationer i omgivelser kaldes også B-værdier, og disse værdier kan findes i Miljøstyrelsens B-værdivejledning[4] med supplementet[5] fra 2008. B-værdien, der er et mål for koncentrationen af det pågældende stof i omgivelserne, kan beregnes, når afkasthøjden og omgivelserne (højde på omliggende bygninger mv.) er kendte. Det kan kort siges, at en højere skorsten giver en bedre spredning af forureningen. B-værdien kan overholdes ved at nedsætte den udsendte forureningsmængde (emissionsbegrænsning) og/eller ved at lave skorstenen passende høj. 5.2 Kemikalieaffald m.v.Ved varmforzinkning opstår der forskellige typer kemikalieaffald. Her skal anføres nogle typiske tal for affaldsmængden i danske og udenlandske virksomheder: Affaldsproduktion pr. ton produceret gods:
Mange forskellige forhold er afgørende for affaldsproduktionen, hvorfor de anførte tal kun må tages som retningsgivende. Af forhold, som spiller en rolle, kan nævnes: godsets form og renhed, procesudformning (jf. nedenfor om der er skyl eller ej efter bejdsning) samt rensnings- og genvindingsmetoder. Mange affaldstyper kan behandles/genvindes internt eller eksternt. 5.2.1 AffedtningAffedtning giver kemikalieaffald i form af slam, som løbende optages fra badet, og kasserede bade. I forbindelse med affedtning frembringes herudover olieaffald fra rensning af affedterbadet. Slam fra biologisk affedtning vil måske – afhængig af sammensætningen – kunne køres på kontrolleret losseplads eller afbrændes i forbrændingsanlæg. 5.2.2 BejdsningVed varmforzinkning produceres de største mængder kemikalieaffald som affaldssyre: nedslidte bejdsebade og brugt aftrækssyre. Det skønnes, at der årligt kasseres ca. 3.500 tons bejdse indeholdende 350 tons jern og 250 tons zink. Typiske koncentrationer i de kasserede bejdsebade er:
Typiske koncentrationer af kasseret aftrækssyre:
Jernindholdet vil være højt, hvis badet først har været brugt som bejdsebad. Bejdseprocessen bliver hurtigere, hvis der anvendes affedtning før bejdsning. Den langsommere tilsmudsning af bejdsebadet resulterer i en længere levetid for bejdsebadet og dermed mindre produktion af affaldssyre. Til gengæld er det nødvendigt at bruge plads til og tid på en affedtningsproces samt eventuelt ét eller flere efterfølgende skylletrin. Aktiveret bejdsning – med højt indhold af jernchlorid og lavt indhold af fri syre – forlænger levetiden af bejdsebadet og reducerer dermed forbruget af saltsyre. 5.2.3 Skylning efter bejdsningAnvendes der skyllevand efter bejdsning, forurenes flusbadet mindre, hvilket forlænger badets levetid – med andre ord: mængden af flusaffald nedsættes. Til gengæld har skylning før i tiden gjort det nødvendigt at etablere spildevandsrensning, hvorved der produceres store mængder slam. Hvis der etableres et lukket skyllekredsløb med zinkgenvinding i flusbadet, produceres der jernholdigt slam, jf. afsnit 8.4. Slammængden er dog mindre, fordi zink genbruges. 5.2.4 FlusningFlusaffaldet omfatter kasseret flusbad[6], bundslam og slam fra flusbadsregenerering. Såfremt der ikke skylles efter bejdsning, vil overslæbt jern blive akkumuleret i flusbadet, hvilket medfører mere flusaffald og dannelse af mere zinkaffald i form af hårdzink og zinkaske samt øget zinkforbrug. Den kortere levetid af flusbadet betyder større forbrug af fluskemikalier, idet der skal kompenseres for kemikalier, som går tabt ved kassering af badet, som normalt sendes til destruktion på Kommunekemi. 5.2.5 AndetVed rensning af overfladevand fremkommer der zinkholdigt slam, jf. afsnit 7.3 5.3 SpildevandI perioden op til midten af 1970’erne var det almindeligt, at virksomhederne skyllede emnerne efter bejdsning. Da kommunerne efterhånden begyndte at stille krav om begrænsning af metaludledningen, droppede de fleste virksomheder skylleprocessen. Herved undgik de pågældende virksomheder at investere i spildevandsrensning, men fik i stedet en kraftig forurening af flusbadet med de tidligere beskrevne konsekvenser i form af øget ressourceforbrug og større affaldsproduktion. På nogle danske virksomheder har der været problemer med for højt indhold af zink i overfladevandet. Zinkkoncentrationer på 2 - 20 mg/l vil kunne forekomme. På flere virksomheder har man været nødt til at etablere renseanlæg for dette overfladevand, før spildevandet udledes til recipient eller afledes til kommunalt kloaksystem. Zinkindholdet i overfladevandet stammer fra:
Undersøgelser viser, at zinkkoncentrationer er særligt høje efter længere tids tørke, hvor der har samlet sig større mængder zinkholdigt støv på de udendørs arealer 5.4 Væskespild i produktionen og risiko for udslipEnkelte virksomheder herhjemme har fået forurenet jord og grundvand pga. udsivninger fra utætte syrekar. Dette kan i værste fald kræve rensning af det forurenede grundvand og måske endda bortkørsel af særlig forurenet jord. Derfor må man forvente, at myndighederne fremover stiller krav, der sikrer, at man i fremtiden undgår sådanne sager. Nedgravede bejdsekar uden inspektion og opsamlingsfaciliteter ved lækager vil ikke blive accepteret. Ved transport af emner under forbehandling og fra forbehandling til zinkgryde kan der forekomme afdrypning af henholdsvis syre og flusvæske. Afdryp opsamles normalt på et kemikalieresistent underlag (fx. epoxybeklædt eller glasfiberbeklædt beton) og pumpes retur til det relevante proceskar eller opsamles i en beholder for kemikalieaffald. [4] Miljøstyrelsens Vejledning nr. 2/2002, B-værdivejledningen [5] Supplement til B-værdivejledningen, MiljøProjekt nr. 1252, 2008 [6] Flusbad kasseres normalt kun yderst sjældent.
|