7. TECNOLOGIE DI DEPURAZIONE FUMI. 7.1 I limiti all emissione
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- Casimiro Di Pietro
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1 7. TECNOLOGIE DI DEPURAZIONE FUMI 7.1 I limiti all emissione I limiti di accettabilita all emissione dai camini dei forni di incenerimento sono normalmente impostati sul concetto della gia citata BAT-Best Available Technology, ovvero sulla base dei rendimenti conseguibili con i ritrovati tecnologici piu avanzati ed economicamente sostenibili. Cioe, i limiti vengono nel tempo resi piu restrittivi man mano che si conseguono progressi nel campo delle innovazioni tecnologiche. Si riscontra quindi che la scienza e la tecnologia precorrono e indirizzano le normative. Proprio per questo, nel settore dell incenerimento dei rifiuti dove si sono realizzati nell ultimo decennio formidabili progressi nelle tecnologie di depurazione dei fumi, non e raro constatare risultati di trattamento nettamente migliori di quanto disposto dalle norme vigenti in quel momento. Va rilevato che il concetto della BAT, ha validita generale, ma acquista maggior significato in questo specifico campo proprio per i rilevanti riflessi di carattere ambientale e sanitario connessi alle emissioni in atmosfera. Nella Tabella 6. sono riportati i limiti all emissione riferiti all incenerimento di RSU e Rifiuti Speciali non Pericolosi e RDF, secondo la vigente normativa italiana. Tabella 6. Valori limite di concentrazione all'emissione per nuovi impianti di incenerimento di RSU e Rifiuti Speciali non pericolosi, secondo la normativa nazionale (Decreto 19/11/1997 n. 503, emanato in attuazione delle Direttive 89/369/CEE e 89/429/CEE) e per impianti di combustione di RDF (PCI minimo=3.500 Kcal/Kg) con potenza termica nominale non inferiore a 10 MW, secondo il D.M. 5/2/1998. Fuori parentesi sono indicati i valori medi giornalieri; tra parentesi tonda i valori medi orari; tra parentesi quadra i valori medi su 30 minuti. * valore medio su 8 ore. I valori sono riferiti al gas secco e a un tenore di 0 2 dell 11% in volume. Tutte le concentrazioni sono espresse in mg/nm 3 fatta eccezione per le diossine equivalenti (espresse in nanogrammi/nm 3 ).
2 Parametri Valori limite per R.D.F. Valori limite per R.S.U. e R.S. Polveri totali 10 [30] 10 (30) ΣPb,As,Cr,Co,Cu,Mn,Ni,V,Sn cadmio + tallio mercurio zinco (0,5) (0,05) (0,05) (5) (0,5) (0,05) 0,05 non previsto Carbonio organico totale 10 [20] 10 (20) TCDDeq. (0,1) * (0,1) * I.P.A. (0,01) * (0,01) * CO 50 (100) 50 (100) HCl 10 [60] 20 (40) HF 1 [4] 1 (4) NO x (come NO 2 ) (400) SO x (come SO 2 ) 50 [200] 100 (200) 7.2 Rimozione del particolato Il materiale particolato è costituito dalle ceneri trascinate dal flusso di gas di combustione. Nel particolato si ritrovano diverse componenti di metalli pesanti, essenzialmente nella forma di ossidi (CrO2, CuO, CuO, ZnO, NiO, Ni2O4, CdO, PbO, PbO2, Pb2O4, Pb2O3, HgO). Tuttavia, metalli quali Hg, Cd, Se, Zn ed alcuni loro ossidi con punto di ebollizione o sublimazione relativamente bassi possono ritrovarsi liberamente nei fumi, per poi ricondensare. Particolare attenzione è posta al mercurio (per l alta volatilita e l alta tossicità) che, se presente nel rifiuto, potrebbe ritrovarsi nei fumi soprattutto come vapore e in misura minima associato al particolato.
3 I sistemi principalmente utilizzati negli impianti di incenerimento rifiuti per la captazione del particolato sono costituiti da: Elettrofiltri Filtri a manica Un certo utilizzo nel settore degli impianti di piccola-media potenzialita hanno anche i depolveratori a ciclone e i depolveratori idraulici. Questi ultimi sono i classici sistemi di lavaggio con acqua; il loro impiego principale e comunque per l abbattimento dei gas acidi con assorbimento fisico o chimico, come in seguito descritto. Gli elettrofiltri sono generalmente considerati sistemi ad alta efficienza per l'abbattimento del particolato da fumi (abbattimento basato sull induzione di cariche elettrostatiche sulle polveri dei fumi e cattura delle stesse su un elettrodo di deposito). Il risultato è tuttavia fortemente condizionato dalla resistività delle polveri, ovvero dalla capacità ad assumere le cariche elettrostatiche indotte dall'elettrodo ionizzante. Buoni valori di resistività sono superiori a ohm cm. Fig.38: precipitatore elettrostatico Con resistività molto basse ( ohm cm) le particelle possono perdere facilmente la carica che le ha portate all'elettrodo di captazione rientrando nel flusso gassoso una volta vinta la forza di coesione. A fronte di questi inconvenienti si fa a volte uso di sostanze adesive cosparse sugli elettrodi; il che comporta però la necessità di frequenti operazioni di pulizia.
4 Problemi possono presentarsi anche con particelle a resistività troppo alta (oltre ohm cm) per la loro difficoltà a neutralizzare la carica una volta a contatto con l'elettrodo di captazione. In tal caso si determina un eccessivo accumulo che rende ancora necessarie delle operazioni di pulizia. La pulizia periodica degli elettrodi è comunque un'operazione necessaria anche in presenza di un esercizio regolare. Le operazioni di pulizia sono fatte con percussioni meccaniche e con sistemi ad umido (lavaggio dell'elettrodo di raccolta con velo d'acqua). L'uso di elettrofiltri ha il vantaggio di alti rendimenti anche per particelle submicroniche, bassi costi di esercizio, gestione relativamente semplice. Inconvenienti sono l'elevato costo di investimento e l'alto ingombro. Nei filtri a manica le polveri vengono separate dai fumi tramite un effetto di filtrazione vera e propria, ottenuta facendo passare la corrente gassosa attraverso maniche di tessuto dotato di maglie con adeguate luci di apertura. L'effetto filtrante è fornito, in un primo tempo, dalla maglia stessa; con il procedere dell'operazione, assume progressivamente importanza l effetto aggiuntivo determinato dallo strato di polvere depositatosi sulle maniche. Quando tale strato ha raggiunto uno spessore tale da provocare perdite di carico ritenute eccessive sul percorso dei gas, si provvede alla pulizia delle maniche stesse, in genere mediante getti di aria compressa. I materiali utilizzati nei filtri a manica (teflon o materiali teflonati) non consentono valori di temperatura superiori all'intervallo compreso tra 150 C e 220 C circa. Fig.39: esempio di filtro a manica
5 7.3 Rimozione dei gas acidi Per l'abbattimento di gas acidi vengono utilizzati sistemi di lavaggio cosi classificabili: Lavaggio a umido ; Lavaggio a secco oppure a semi-secco Il lavaggio a umido consiste in un classico processo di assorbimento con acqua, utilizzando le tipiche unita di seguito elencate: assorbitori a spray assorbitori a piatti assorbitori a riempimento assorbitori Venturi. Le differenze tra i vari sistemi di assorbimento sono tutte basate sulle differenze tra i sistemi adottati per favorire il contatto interfase acqua/gas. Gli assorbitori Venturi sono i tra i più utilizzati e possono essere equipaggiati con strozzatura a sezione variabile in modo da poter controllare al meglio l'efficienza di captazione nelle differenti condizioni di esercizio. Le portate di acqua di lavaggio variano tra 0.3 e 4 mc ogni 1000 mc di gas trattato. Con i normali Venturi possono essere trattati gas con temperatura non superiore a 400 C. Con particolari accorgimenti si arriva però fino a 800 C. L acido cloridrico ha un alta solubilita in acqua. Per cui molti impianti prevedono un assorbimento puramente fisico, con acqua in circolazione nelle torri assorbenti a ph fortemente acido (circa ph=1,5). Per aumentare l'efficienza di captazione di gas acidi, si addiziona all'acqua una base, quale NaOH, ovvero si realizza un processo di "chemi-assorbimento". Questa tecnica è essenziale per l'abbattimento di SO2 e SO3 data la loro minore solubilita in acqua. Frequentemente si fa uso di torri di lavaggio a doppio stadio (il primo con acqua; il secondo con acqua basificata). Di un certo interesse attuale sono i sistemi di captazione "a secco" ottenuti per iniezione diretta dei reattivi basici, sia liquidi che solidi (NaOH; CaO; Ca(OH) 2 ; NaHCO 3 ) nel flusso
6 dei fumi, in ingresso a un reattore di contatto. La reazione di neutralizzazione dell acidita dei fumi comporta la formazione di precipitati salini (NaCl, Na 2 SO 4 ; CaCl 2, CaSO 4 ecc ). Dosando calce idrata si hanno le seguenti reazioni: Ca (OH) HCl Ca Cl H 2 O Ca (OH) HF Ca F H 2 O Ca (OH) 2 + SO 2 Ca (OH) 2 + SO 3 Ca SO 3 + H 2 O Ca SO 4 + H 2 O Tra i precipitati si ritrovano anche CaCO 3 e Ca (OH) 2 residuo, considerato che sono normalmente utilizzati eccessi del % rispetto allo stechiometrico. Proprio questi precipitati, assieme a quelli salini sopracitati, determinano fenomeni di chemi-adsorbimento dei vari gas acidi, aumentando l efficienza del processo. Questi sistemi devono operare a temperature massime di 200 C e poiche costituiscono di norma il primo stadio di trattamento dopo il recupero di energia in caldaia richiedono un pre-raffreddamento dei fumi (iniezione di acqua). Si e anche osservato che a minori temperature corrisponde una maggiore resa di rimozione dei gas acidi, a causa degli effetti sui fenomeni di chemi-adsorbimento. In particolare risultano ottimali temperature inferiori a C che consentono rese superiori al 98% (per HCl, HF, SOx) con dosaggio di calce stechiometrico. Simile al trattamento "a secco" è il cosiddetto trattamento "a semisecco", ovvero basato sull'iniezione nel fumo di latte di calce, ovvero di una sospensione acquosa di Ca(OH) 2. In questo caso l acqua di diluizione del reattivo determina l effetto di quench sui fumi in alimentazione. In entrambi i lavaggi a secco e semisecco, occorre poi separare il particolato formatosi (polveri dei fumi con in aggiunta i precipitati salini dei gas acidi) con elettrofiltri o secondo concezioni piu avanzate con filtri a manica in quanto piu efficienti non solo in termini di rimozione del particolato ma anche perche il sottile strato di solidi che si forma sulle maniche determina tempi di permanenza adeguati allo svolgimento delle reazioni di neutralizzazione dei composti acidi e dei fenomeni di chemi-adsorbimento. Si registrano
7 anche rendimenti piu elevati di rimozione dei metalli piu tossici associati al particolato sub-micronico. Nella Figg. 40, 41, 42 sono riportati esempi di schemi semplificati delle tecnologie di lavaggio a umido, secco e semi-secco. Fig. 40: tecnologia di lavaggio a umido in doppio stadio Fig. 41: tecnologia di lavaggio a secco
8 Fig. 42: tecnologia di lavaggio a semi-secco 7.4 Rimozione fine di Mercurio e Diossine Una tecnica per l'abbattimento spinto delle diossine e di alcuni metalli, quali ad esempio il mercurio, consiste nel trattamento dei fumi con carbone attivo. Di norma e dosato carbone attivo in polvere in ingresso alle torri di lavaggio a secco o semi-secco. Diossine e mercurio vengono adsorbiti nella matrice carboniosa. L uso di filtri a tessuto per la cattura del particolato favorisce l efficienza di abbattimento degli inquinanti a seguito della gia citata formazione di uno strato di materiale solido che favorisce i tempi di reazione. Con la tecnologia a carbone attivo si ha un rendimento di abbattimento delle diossine compreso tra il 99% ed il 99.7%, e tra il 90% ed il 93% per quanto riguarda il mercurio. L esperienza dimostra la possibilita di conseguire concentrazioni finali di mercurio anche inferiori a 50 µg/nm 3 e di TCDD eq. inferiori a 0,1 ng/nm 3. Una certa efficacia del carbone attivo e dimostrata anche nei confronti di altri metalli pesanti e di HF, HCl, SO2. In alternativa alla tecnica dell adsorbimento con carbone attivo, per la rimozione del mercurio si puo fare affidamento su due tecniche atte a ridurre la condizione di volatilita : - riduzione della temperatura dei fumi a valori sino a C in modo da favorire la condensazione del metallo (e dei suoi composti piu volatili). Allo scopo sono utilizzate torri di lavaggio a umido in doppio stadio.
9 - Trasformazione dei sali di mercurio volatili in sali non volatili. In particolare viene sfruttata la reazione con solfuro di sodio: Na 2 S + HgCl 2 HgS + 2NaCl Allo scopo sono state utilizzate anche miscele di solfuri organici complessi. 7.4 Rimozione di NO x Per la rimozione degli ossidi di azoto sono utilizzati vari processi. Tra i piu noti e quello basato sulla riduzione ad azoto molecolare attuata mediante dosaggio di ammoniaca (oppure urea o composti ammidici vari) ad alta temperatura nel range C, con eccesso di reattivo rispetto allo stechiometrico: 4 NO + 4 NH 3 + O 2 4 N H 2 O 2 NO NH 3 3 N H 2 O Si conseguono rendimenti di abbattimento di NO x dell ordine del 70%. L eccesso di NH 3 presente nei fumi viene poi assorbito nei sistemi finali di lavaggio a umido (una buona quota e adsorbita nelle ceneri volanti). In considerazione della temperatura richiesta per la reazione, il punto ottimale per il dosaggio appare la zona terminale della camera di post-combustione. Inconvenienti legati a questo processo possono originarsi da presenze consistenti nei fumi di SO x e HCl i quali reagendo con l NH 3 danno luogo alla formazione di solfati, solfiti e cloruri di ammonio, con caratteristiche incrostanti per la caldaia. Si e constatato che alla presenza di NH 3 residua lungo la linea fredda dei fumi (a valle della caldaia) corrisponde una minor presenza di diossine. Cio viene posto in relazione all effetto di inibizione dell ammoniaca sull attivita catalitica delle ceneri volanti nel citato processo di riformazione delle diossine a temperatura piu bassa. La riduzione degli NO x con ammoniaca puo essere attuata anche per via catalitica, in un intervallo di temperatura piu basso ( C). Come substrati catalitici si utilizzano ossidi metallici di Ti, Pt, Pd, V. Il convertitore catalitico viene installato a valle dei
10 trattamenti di depolverazione onde evitare depositi e incrostazioni sugli elementi di catalisi che ne ridurrebbero significativamente la vita utile. Giacche in questa posizione la temperatura della linea fumi puo essere inferiore a quella ottimale per la catalisi, si fa ricorso a un previo riscaldamento dei fumi (scambio termico con fumi piu caldi con eventuali integrazioni di combustibile supplementare). Il rendimento di conversione di NOx e valutato nell ordine dell 80% (concentrazioni in uscita dell ordine di mg/nm 3, in impianti di incenerimento RSU). Si e osservata anche la contestuale capacita dello stesso catalizzatore di favorire reazioni ossidative varie dei residui composti organici presenti nei fumi (diossine e altri microinquinanti organici), con conversioni anche superiori al 90%. Di un certo interesse applicativo e anche l ossidazione degli NO x con clorito di sodio e successivo assorbimento in torre di lavaggio a umido dei prodotti della reazione. Fig.43: sistema SNCR
11 Fig. 44: sistema SCR 7.4 Schema generale di trattamento fumi negli inceneritori di RSU Nella Fig. 45 sono rappresentati, a confronto, i tipici schemi di trattamento dei fumi adottati dagli anni 70 ad oggi. Si constata l enorme progresso tecnologico realizzato in tempi relativamente brevi. Negli anni 70 e fino all inizio degli anni 80, gli inceneritori non erano dotati di postcombustione e la linea di depurazione fumi (a valle del recupero energetico) era attrezzata solo con depolveratori (soprattutto elettrofiltri; in alcuni casi depolveratori idraulici). L avvento della legislazione nazionale e di specifiche normative regionali ha dato corso allo sviluppo tecnologico che negli anni 80 ha condotto all inserimento della post-combustione e del lavaggio finale a umido per l abbattimento dei gas acidi. Col lavaggio finale venivano conseguite anche ulteriori rese di abbattimento delle polveri residue (e degli inquinanti ad esse associate come diossine e metalli vari) e anche del mercurio soprattutto per effetto della parziale condensazione indotta dalla riduzione della temperatura dei fumi (a valori di C). E soprattutto negli anni 90 che si e realizzato un forte progresso tecnologico, non solo in termini di maggiore efficacia di abbattimento degli inquinanti gia citati (polveri, gas acidi,
12 microinquinanti organici ed inorganici), ma anche in termini di abbattimento degli NO x. Nello schema piu in alto si prevede il dosaggio di ammoniaca od urea al termine della camera di post-combustione per l abbattimento degli NO x. A valle della camera di postcombustione e della sezione di recupero energia (caldaia), la linea di trattamento fumi e basata in successione su uno stadio di lavaggio a semisecco (latte di calce), depolverazione in filtri a tessuto e lavaggio finale ad "umido". Nel primo stadio i fumi sono intimamente miscelati con il latte di calce nel reattore di contatto. In questa fase si ha l'abbattimento degli SO x e degli acidi alogenidrici con formazione di precipitati polverulenti. Per effetto del raffreddamento adiabatico, la maggior parte dei prodotti di incompleta combustione e dei metalli pesanti si condensa e si deposita sulle polveri più fini. Nei fumi viene dosato anche carbone attivo in polvere che esercita un ruolo adsorbente soprattutto nei confronti delle diossine e del mercurio. Parte del materiale solido prodotto cade sul fondo del reattore, ma la maggior parte viene trasportato dal flusso d'aria nei filtri a maniche in cui si vengono catturate le particelle solide presenti. La deposizione di una sottile patina di polveri (precipitati+carbone attivo+calce residua+polveri di combustione) sulle tele filtranti determina condizioni favorevoli all abbatimento spinto dei vari inquinanti per effetto di fenomeni di: chemiadsorbimento; tempi di contatto prolungati favorenti le reazioni; filtrazione piu fine. All'uscita dei filtri a maniche, è presente una ulteriore depurazione attuata con un lavaggio ad "umido" dei fumi a due stadi (acqua e soluzione alcalina) nel quale si consegue l abbattimento fine dei vari contaminanti. Dopodiché i fumi vengono riscaldati con vapore o con i fumi caldi (post-riscaldamento per evitare la formazione di vapore in uscita dal camino) e, spinti da un ventilatore, passano nel camino per l'emissione in atmosfera. La temperatura di emissione deve aggirarsi attorno ai 120 C. Lo schema sottostante e analogo differnedo soltanto per il metodo di rimozione degli NO x che in questo caso e basato sulla tecnica catalitica. A monte del catalizzatore, prima del dosaggio di ammoniaca e previsto il riscaldamento dei fumi per favorire il processo.
13 Fig. 45
14 Fig. 46: ciclo combinato con turbina a gas Fig. 47: schema monitoraggio combustione di un forno a griglia
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