rening av flygaska Birgitta Strömberg Forskning och Utveckling TPS 2004:7

Transkript

1 rening av flygaska Birgitta Strömberg Forskning och Utveckling TPS 2004:7

2 RENING AV FLYGASKA Forskning och Utveckling TPS 2004:7 Birgitta Strömberg ISSN Svensk Fjärrvärme AB Art nr TPS 2004:7

3 I rapportserien publicerar projektledaren resultaten från sitt projekt. Publiceringen innebär inte att Svensk Fjärrvärme AB tagit ställning till slutsatserna och resultaten.

4 Förord TPS Branschforskningsprogram för Energiverk driver tillämpad forskning inriktad mot fjärrvärmebranschen. Programverksamheten leds av en styrgrupp bestående av representanter för alla deltagande energiverk, Svensk Fjärrvärme AB och Värmeforsk. Arbetssättet inom forskningsprogrammet finns väl beskrivet i rapporten för den tidigare perioden 93/96 (Värmeforskrapport nr. 606). I programmet 01/02 deltog följande energiverk och företag: AB Borlänge Energi AB Enköpings Värmeverk AB Fortum Värme samägt med Stockholms stad Eskilstuna Energi & Miljö AB Falun Energi & Vatten AB Graninge Kalmar Energi AB Graninge Värme AB Gävle Kraftvärme AB Göteborg Energi AB Jämtkraft AB Mjölby Svartådalens Energi AB Mälarenergi AB Hallsta Fjärrvärme Skellefteå Kraft AB Stora Enso Nymölla AB Sundsvall Energi AB Svensk Fjärrvärme AB Sydkraft ÖstVärme AB Söderenergi AB Tekniska Verken i Linköping AB Tranås Energi AB Trollhättan Energi AB Umeå Energi AB Vattenfall Drefviken Väme AB Vattenfall Utveckling AB Vattenfall Värme Uppsala AB Viken Fjernvarme AS VMR AB Växjö Energi AB Ystad Energi Programmet har till ca 60 % finansierats av deltagande företagen och TPS. Staten bidrar, genom Energimyndigheten, med upp till 40 % i denna typ av delkollektiva forskningsprogram. Under programmet 01/02 genomfördes projekt inom fyra huvudområden Rostteknik, FB-teknik, Brännarteknik och Teknikoberoende FoU. Det senare området omfattar projekt som är generellt tillämpliga oavsett förbränningsteknik. Ansvarig programledare under verksamheten 01/02 har varit Niklas Berge. Ansvariga projektledare inom respektive teknikområde har varit Jenny Larfeldt (Rostteknik), Boo Ljungdahl (FBteknik), Niklas Berge (Brännarteknik) och Birgitta Strömberg (Teknikoberoende FoU). 3

5

6 Sammanfattning Askor och rökgasreningsprodukter från avfallsförbränning innehåller avsevärda mängder av dioxiner och tungmetaller och betraktas som farligt avfall, vilket gör att kostnaden för deponering av aska blir hög. Mängden aska som produceras varierar för olika förbränningsanläggningar och för de större anläggningarna rör det sig om storleksordningen 1-2 ton aska/timme och totalt i landet nästan ton/år räknat som torr aska. Olika EU-direktiv ställer allt högre krav på vad som får deponeras och hur detta ska ske. Dessa direktiv kommer inom en snar framtid att bli högst påtagliga vid direkt deponering av askor och rökgasreningsprodukter. I Sverige förkommer nästan ingen behandling av aska men i länder som Japan, Holland och Tyskland där utrymmet för deponering är begränsat har man kommit långt med olika tekniska lösningar för behandling av aska, för att återanvända aska eller åtminstone deponera den på ett säkert sätt. Kostnaderna för askbehandling uppskattas till mellan 300 och 5000 kr/ton, beroende på metod, exklusive deponeringskostnader. Återanvändning av avfallsaskor är ett alternativ till deponering, och i Sverige sker det för närvarande endast i form av material för täckning av deponier. Om någon annan användning ska bli aktuell kommer detta att kräva rening av askan. Med tanke på att deponikostnaderna för farligt avfall närmar sig 2000 kr/ton är vissa av metoderna ekonomiskt försvarbara. Dessutom ger behandling av askan en vinst i form av mindre miljöbelastning, vilket kanske inte märks i den enskilda anläggningen men för samhället i stort. Försök med att rena avfallsaska i laboratorieskala visar att det går att minska halterna av tungmetaller genom att bränna om askan och rena gaserna i högtemperaturfilter. För några metaller var reningen drygt 50 % medan andra uppvisade betydligt blygsammare resultat. Tvättning av askan med syra visade på goda resultat med en 70 %-ig rening av samtliga undersökta metaller. 5

7 SUMMARY Fly ash from waste incineration contains large amounts of heavy metals and dioxins, which will cause a significant disposal problem within the coming years. The amount of fly ash produced in Sweden is currently approximately ton annually. New technological options for the decontamination and/or inertization of incinerator fly ash are being developed with the objective of rendering a product that can be reused or, at least, be deposited at standard landfill sites with no risk. Many of these technologies have been tested at industrial scale or in pilot projects. New legislation, national and within the European Union, will probably make it both more expensive and difficult to deposit without pre-treatment in a near future. In Sweden only a minor part of the fly ash is treated before landfilling, while in some western European countries and Japan, where the areas for landfill sites are limited, several technical solutions for ash treatment have been tested in smaller or larger scale. The costs for ash treatment vary between 300 and 5000 SEK/ton ash, depending on method, landfill costs not included. Reuse of ash is an alternative to landfills. The only method currently used in Sweden for reuse is as covering material for landfill sites. If any other method for reuse should be considered, the fly ash has to be cleaned from pollutants. Since the costs for landfilling are close to 2000 SEK/ton ash, some methods described in literature could be economical alternatives. In addition ash cleaning will yield environmental benefits, maybe not for the single plant, but for the community as a whole. Laboratory scale experiments show that fly ash from waste incineration can be cleaned to some extent from its content of heavy metals by combining incineration with a hot gas filter. The content of some of the metals was reduced with more than 50% while some other were hardly reduced at all. Washing the ash with acid turned out to be a promising method and gave a 70 % reduction of all the heavy metals.

8 Innehållsförteckning 1. Bakgrund Målsättning Genomförande Experiment med tvättning Experiment med förbränning Utrustning Försöksbetingelser Litteraturgenomgång Grannländer Tidigare arbeten på TPS Hetgasfiltrering Salix Resultat från förbränningsförsök Ekonomisk utvärdering Slutsatser och diskussion Referenser...20 Bilagor: Bilaga 1. Bilaga 2. Svensk sammanfattning av TPS-02/11 Sammanfattning av Fjärrvärmeföreningens Askhandbok Bilaga 3. Sammanfattning av RVFs rapport nr 02:01 Hantering av RGR 7

9

10 1. Bakgrund Avfallsförbränning generar idag ca ton flygaska och rökgasreningsrester (RGR) per år i Sverige samt ton slagg. Askan är förorenad med organiska föreningar där dioxinerna är de mest uppmärksammade. Halterna av dioxin i askan varierar kraftigt mellan olika anläggningar och även över tiden. Vid mätningar av dioxinhalten i samtliga svenska avfallsförbränningsanläggningar som utfördes 1999 varierade halterna mellan 0,14 och 18 ng/g aska (enligt I-TEQ). Detta innebär att ca 120 gram dioxiner varje år avskiljs med flygaskan. Halterna av dioxiner i slaggen är endast 2-4% av de halter som återfinns i rökgasreningsresterna, totalt ca 5 gram (1). Endast en liten andel av de dioxiner som bildas vid förbränning avges med rökgaserna och de flesta av Sveriges avfallsförbränningsanläggningar klarar idag EUs krav på 0,1 ng/m 3 (I-TEQ). Den förbättrade reningen av rökgaserna leder till att alltmer av dioxiner och andra föroreningar återfinns i flygaska och RGR. Förutom dioxinerna finns varierande halter av tungmetaller i både aska och slagg. Innehållet av tungmetaller och organiska föroreningar gör att askan klassas som miljöfarligt avfall (EU direktiv 91/689/EEG) och måste tas om hand på deponier som uppfyller de strängaste kraven (direktiv 1999/31/EG) till en kostnad av 2000 kr/ton eller mer. Strängare krav på vad som får deponeras i kombination med allt högre kostnader samt olika intresseorganisationer som t ex Greenpeace, gör det allt svårare och dyrare att deponera askan. Utsläppen av dioxiner till luft har minskat under de senaste åren men problemet kan finnas kvar. Miljöorganisationer såsom Greenpeace menar att dagens lösning på dioxinfrågan, där vi samlar dioxinerna på deponier i stället, kommer att bli framtida generationers problem. Man säger också att 1g dioxin räcker för att hela jordens befolkning ska få högsta acceptabla dos (2). Vilket är korrekt om vi räknar på en medelvikt av 50 kg och 4 miljarder människor. Greenpeace lösning på dioxinproblemet är att stoppa avfallsförbränningen. Detta förefaller onödigt drastiskt då dioxinerna i flygaska är relativt enkla att destruera. Tungmetallinnehållet i askan är betydligt svårare att reducera. I flera länder finns olika koncept för att behandla flygaskan och på så sätt göra den mindre benägen att laka ut tungmetaller och andra föroreningar. Många av dessa metoder innebär någon form av termisk behandling där de flesta karaktäriseras av att askan bränns ut och smälts ner med hjälp av fossila bränslen. Genom denna process kommer merparten av det brännbara materialet att destrueras. En betydande del av metallerna kommer att förflyktigas, vilket kräver en avancerad rening av gaserna från dessa processer. De metaller som återstår innesluts i en glasartad matris och immobiliseras. Dessa metoder är energikrävande och konsumerar en inte oväsentlig andel av den energi (upp till 25 %) som utvinns vid förbränningen. Avfallseldning är i många länder en ren destruktions- och minimeringsåtgärd, vilket gör dessa energikrävande metoder gångbara. I Japan finns det lagstadgat att anläggningar som producerar mer än 5 ton aska/dygn måste behandla askan före deponering. Idag finns inga krav på att askan ska behandlas före deponering i Sverige. Deponering av obehandlad RGR från avfallsförbränning är dyrt och även miljömässigt en mindre attraktiv metod på längre sikt, möjligen med undantag av återfyllning av gruvor. Alternativen till direkt deponering är att behandla askan före deponering eller återanvändning i olika byggnadsmaterial. Om behandlingen av askan gör att den klassas som icke-farlig kan besparingar göras. Bevisbördan för omklassning ligger på 9

11 verksamhetsutövaren. I praktiken måste den som vill ha en aska omklassad bevisa för Miljödomstolen att materialet är ofarligt. Ännu har ingen försökt sig på detta. Även om behandlingen inte leder till lägre deponeringskrav, kommer den sannolikt ändå att tillämpas eller krävas i framtiden. Förorenaren-betalar-principen (Miljöbalken 2 kapitel 8 ) sätter press på verksamhetsutövaren så att ersättning kan krävas om en behandling av askan skulle ha orsakat mindre miljöpåverkan. Dessutom krävs att verksamhetsutövaren använder bästa möjliga teknik, BAT, (MB 2 kapitel 3 ). Om det visar sig att miljöpåverkan minskas om en viss teknik används för askbehandling, kan det ställas som krav för all deponering av askor. I de preliminära riktlinjerna för vad som får deponeras på en klass 1 deponi, dvs deponi för farligt avfall, dvs avfall som omfattas av EU-direktiv om farligt avfall (91/689/EEG) står: Avfall som uppvisar en total halt eller lakbarhet av potentiellt farliga komponenter som är tillräckligt hög för att innebära en arbetsmiljö- eller miljörisk på kort sikt eller för att förhindra tillräcklig stabilisering av avfallet inom den projekterade driftstiden för deponin får inte godtas utan föregående behandling. Om dessa riktlinjer blir verkliga kommer sannolikt behandling av askor att krävas innan dessa får deponeras. Det finns för närvarande inga halter på hur mycket av olika föroreningar aska får innehålla för att klassas som farligt avfall. I en RVF rapport (3) finns förslag på gränsvärden för hur höga halter av olika föreningar som förorenad jord får innehålla innan den betraktas som farligt avfall. I 0 finns en sammanställning av några intressanta oorganiska föreningar. Dessutom finns en sammanställning av hur höga halterna av dessa föreningar får vara för att användas vid mindre känslig markanvändning (MKM). Som exempel på sådan mark är att den t.ex. kan användas för kontor, industrier och vägar. Personer vistas där under sin yrkesverksamhet och barn vistas där endast tillfälligt. 0 visar de gränsvärden som gäller för spridning av slam på åkermark. Haltangivelserna har olika enheter tyvärr, vilket gör att jämförelser är lite svåra, men det ger ändå en ledtråd för bedömning av vilken renhet askor kan tänkas behöva ha för att slippa deponering på de dyraste klass 1 deponierna. Tabell 1 Ämne Föreslagna gränsvärden för förorenad jord. Föreslaget gränsvärde för förorenad jord (mg/kg TS) Arsenik Bly Kadmium Kobolt Koppar Krom (III) 250 Krom (VI) Kvicksilver Nickel Vanadin Zink MKM (Mindre känslig markanvändning) (mg/kg TS) 10

12 Tabell 2 Gränsvärden av tungmetaller för spridning på åkermark. SNV gränsvärde 95 mg/kg TS NFS 2001:5 g/ha, år Pb Cd 4 0,75 Cu Cr Hg 5 1,5 Ni Zn Målsättning Målsättningen med projektet har varit att identifiera och sammanställa metoder och problem med askhantering samt att experimentellt undersöka möjligheten att rena aska från något av de deltagande verken. I arbetet ingår också ett försök till ekonomisk utvärdering av olika tekniker för askbehandling. 3. Genomförande Som första steg i arbetet utfördes en problemidentifiering och litteraturgenomgång för att undersöka vilka metoder som används nationellt och internationellt för behandling av askor och rökgasreningsprodukter från avfallsförbränning. Tidigare arbeten vid TPS refereras kort. Som ett andra steg utfördes experiment med rökgasreningsrester från Högdalenverket. Resultatet från litteraturgenomgången visade på att det stora problemet vid behandling av askor är innehållet av tungmetaller. Av de olika metoderna som används i mer eller mindre industriell skala förefaller de termiska metoderna vara de mest intressanta. För att undersöka möjligheten att rena askan utfördes förbränningsexperiment i laboratorieskala med aska och rökgasreningsrester från Högdalen. Askan är densamma som användes i tidigare undersökningar vid TPS. Försökseldningen utfördes i en liten bubblande fluidbädd som till skillnad från de metoder som redovisats i litteraturen är utrustad med ett högtemperaturfilter. Avsikten var att genom avskiljning av askan vid en hög temperatur få en renare aska och att tungmetallerna kan fångas i en kraftigt reducerad askvolym i ett spärrfilter, alternativt i ett rökgaskondensat. Ett försök att rena askan genom tvättning utfördes också. Denna metod beskrivs i litteraturen som enkel, tillförlitlig och ekonomisk när det gäller att rena askor från tungmetaller. Även denna askfraktion var tänkt att ytterligare renas med förbränning i FB reaktorn Experiment med tvättning Aska (500 gr) blandades med 10 % saltsyra (ca 5 l) och rördes om med magnetomrörare under 1 timme. En kraftig gasutveckling och temperaturhöjning kunde iakttas vid behandlingen. Vätskefasen filtrerades bort och den fasta fasen blandades med rent vatten under någon timme innan askan åter filtrerades och fick torka i 105 C till torrhet. Askans innehåll av de tungmetaller som omfattas av avfallsdirektivet och mängden oförbränt analyserades. 11

13 3.2. Experiment med förbränning Askan matades också till en liten FB-reaktor och eldades ytterligare en gång där den bildade askan samlades på ett högtemperaturfilter och analyserades på tungmetallinnehåll. Tidigare experiment med eldning av aska i fluidbädd visade att askan inte brinner i bädden om den matas i torrt tillstånd på grund av sin låga densitet. Den följer med luften och brinner i bästa fall ovanför bädden. I andra experiment har olika material med egenskaper som liknar flygaska framgångsrikt matats till FB reaktorer i någon form av slurry. Tanken från början var att askan skulle blandas med diesel och pumpas in i reaktorn. Detta visade sig vara omöjligt med de låga flöden som behövs till denna reaktor. Olika metoder med att skruva och trycka in askblandningen misslyckades också, främst beroende på de små mängder som det rör sig om (ca 1 kg bränsle/timme). I stället användes aska som fått självhärda. Askan blandades med vatten och fick torka i rumstemperatur. Därefter krossades askan och en fraktion med en medelstorlek på 5 mm matades med skruvmatare till bädden. Den härdade askan analyserades med avseende på tungmetallinnehåll och halten oförbränt Utrustning Förbränningsexperimenten utfördes i en liten fluidiserad bädd, Bild 1, utrustad med ett elektriskt uppvärmt filter samt en vattenkyld kondensatfälla. Bild 1 Experimentuppställning i förbränningsförsöken. Experimental reactor in combustion experiments 12

14 Försöksbetingelser Som bäddmaterial i försöken användes ren kiselsand från Fyleverken (ca 1 kg/försök). Huvudbränsle i försöken var gasol som matades via en bottenplatta tillsammans med primärluften. Bäddtemperaturen valdes till cirka 850 C, vilket resulterade i en maximal freeboard temperatur på 950 C. Temperaturstyrningen i bädden reglerades med hjälp av dosering av bränsle och primärluft, men för finreglering användes även bäddkylning med luft och/eller vatten. Reaktorn drivs med ett lätt övertryck mellan brännaren och filtret för att inläckage av kall omgivningsluft ska undvikas. Filtret värmdes externt med elektrisk uppvärmning och var vid försökets start ca 750 C och ökade till närmare 800 C innan försöket avslutades. 4. Litteraturgenomgång En omfattande undersökning av olika internationellt och nationellt använda metoder finns utförda inom detta projekt och redovisas i TPS-02/11. Rapporten är skriven på engelska och finns i en svensk sammanfattning i bilaga 1. Robusta, tillförlitliga och ekonomiskt rimliga metoder saknas även i ett internationellt perspektiv enligt en ny RVF rapport (4). En sammanställning av olika metoder finns genomförd och dessutom presenteras en studie om karbonatisering av flygaska. Metoden är än så länge endast utförd i liten laboratorieskala men anses av artikelförfattaren som en mycket lovande metod som uppfyller ovan nämnda krav. Termisk behandling är den metod som är överlägsen när det gäller att både reducera dioxiner samt för återvinning och återanvändning av metaller. Behandlingskostnaderna är dock i storleksordningen 10 ggr högre än för övriga metoder. Cementstabilisering och kemisk stabilisering är avsevärt enklare och billigare att utföra men volymen material till deponi ökar med 40 respektive 10% för dessa metoder. Extraktion med syra har visat sig vara en tillförlitlig teknik och relativt billig, men är den minst använda tekniken. I Sverige behandlas ca 30 % av den mängd RGR (rökgasreningsrester) som bildas vid avfallsförbränning. Främst används Bambegerstabilisering och cementsolidifiering. (Metoderna finns beskrivna i TPS-02/11). Svenska Energiaskor AB är ett bolag som ägs av en rad fjärrvärmeproducerande energibolag. Syftet med bolaget är att utveckla användning och avsättning av energiaskor. Med energiaska menas förbränningsrester från fjärrvärmeproduktion. Även avfallsaskor omfattas av beteckningen energiaskor. På deras hemsida ( finns många intressanta artiklar och kommentarer om olika problem och fördelar med askhantering och återvinning. På denna hemsida kan man även hitta Fjärrvärmeföreningens askhandbok där bland annat olika metoder för askhantering, analyser samt lagstiftning finns sammanställda. En sammanfattning av askhandboken finns i bilaga 2. Förutom problem med deponering och/eller återvinning kan själva hanteringen av RGR vara problematisk och medföra risker för såväl arbetsmiljön som den yttre miljön. I en rapport från RVF (5) som behandlar riskerna med hantering av RGR finns riskutvädering samt rekommendationer för hantering av olika slag av rökgasreningsrester. Kortfattat kan sägas att risken för skador vid hanteringen är främst dammet från den torra/halvtorra askhanteringen. Personal som hanterar RGR ska utrustas med både inandningsskydd och skyddskläder då RGR är stark frätande på hud. Dessutom finns 13

15 det risk för att nivågränsvärdet för ammoniak kan överskridas vid utlastningen. Ventilationstekniska åtgärder bör övervägas och ventilationsluften bör återföras till förbränningen för att minska risken för skador på den yttre miljön. Det kan noteras att om så små mängder som 2-3 kg RGR sprids på en yta på 100 x 100 m överskrids gränsvärdet för vad avloppsslam får innehålla av kadmium. En sammanfattning av RVF-rapporten finns i bilaga Grannländer I några länder förekommer återanvändning av flygaska från avfallsförbränning som tillsatsmedel i bl.a. cement och avfall. Enligt Askhandboken (Fjärrvärmeföreningen) är endast bottenaska från avfallsförbränning aktuell för återanvändning i Sverige. I Holland kan i princip alla askor användas som byggnadsmaterial. För återanvändning krävs att askan är certifierad. De flesta som eldar kol har certifikat för askan och även de flesta sopförbränningsanläggningar. Det är en jobbig procedur som anläggningsägaren får bekosta själv. I Holland har man valt att lägga tonvikten på vad som verkligen överförs till marken och inte vad som finns i askan. Ett alternativ till deponering är återvinning av aska och slagg. I Tyskland och Österrike deponeras en del av den aska som kommer från avfallsförbränning i nedlagda saltgruvor utan förbehandling. En principiellt viktig dom i EU-domstolen gör att det kan bli möjligt att återfyllning av gamla gruvor med obehandlad aska och slagg från avfallsförbränning kan komma att klassas som återvinning i stället för deponering. Motiveringen till domen är att man slipper använda jungfruliga material för att återfylla gruvorna. I Japan där det finns lagstiftning om askbehandling är cementbehandling, kemisk stabilisering, tvättning med syra och termisk behandling godkända metoder (6) Tidigare arbeten på TPS Olika metoder att rena flygaska har utförts på TPS i liten skala. I ett arbete av Zintl (7) studerades avskiljning av aska vid normal och vid hög temperatur. I en modellreaktor med fluidbäddförbränning tillsattes flygaska från avfallseldning (från Högdalenverket i Stockholm). Som bränsle i försöken användes gasol och askan tillsattes skedvis till bädden. Askan genomgick flamzonen och därmed förbränningstemperatur en gång till och avskildes sedan från rökgasen samtidigt i ett uppvärmt och i ett kylt filter. Avskiljningstemperaturerna varierades för den höga regionen mellan C och för den låga regionen mellan C. Filteraskan från båda filtren analyserades med avseende på huvudkomponenter och spårämnen. Resultaten visar att en ökning av filtertemperaturen minskar askans innehåll av olika föreningar, Fel! Hittar inte referenskälla.. Resultaten visade att en avskiljningstemperatur kring 650 C istället för C ger en signifikant renare aska med avseende på Hg och Pb. Reningseffekten för Cd och Se har också varit påtaglig men inte tillfredsställande. Vid 850 C ökar reningen ytterligare. 14

16 Tabell 3 vid olika temperaturer. Cleaning of fly ash at different filter temperatures. Förening Reduktion i % 650 C 850 C Cl (klor) K (kalium) 0 35 Na (natrium) 0 15 Cd (kadmium) Hg (kvicksilver) Pb (bly) Se (selen) Zn (zink) 0 25 Ett annat arbete av Zintl (8) behandlade flyktigheten av spårämnen i askor från avfallseldning vid termisk askbehandling. Samma flygaska som i det tidigare projektet användes. Askan värmdes upp i en elektrisk ugn till olika temperaturnivåer i labskala. Bärgassammansättningen varierades mellan oxiderande, inert och reducerande samt HCl-fattig och HCl-rik. En markant och temperaturberoende reningseffekt erhölls främst för Hg i praktiskt taget alla gasmiljöer. Påtaglig rening kunde noteras även för As, Sb, Se, B, Cd, och Pb. Men dessa föreningar visade ett klart beroende av både behandlingstemperatur och gassammansättning. I regel var avdrivningseffekten bäst i inert gas som anrikats med HCl. Som regel erfordras temperaturer > 600 C för att erhålla en askreningseffekt som var bättre än 50 % Hetgasfiltrering I ett projekt finansierat av STEM har TPS (9) undersökt möjligheten att rena aska direkt i förbränningsprocessen. Målsättningen var att genom avskiljning av askan vid en hög temperatur, få en aska med framförallt halterna av Pb, Cd, Hg och Zn så låga att askan skulle kunna återföras till skogen. Försöken utfördes dels med modellbränslen där tungmetaller tillförts i form av klorider eller acetater och dels med ett naturligt bränsle i form av Salix. Extra klor tillfördes i vissa försök i form av gasformig. Tanken bakom extra klortillsats är att många metaller blir flyktigare som metallklorider och då inte skulle fastna i filtret. Förbränningstemperaturen var ca 870 C och filtertemperaturen varierades mellan 300 och 650 C. Prov togs ut vid olika temperaturer från filterkakan under försökets gång. Rökgasen efter filtret kyldes och det bildade kondensatet analyserades för att bestämma hur mycket av metallerna som passerade genom filtret. Resultat Generellt kan sägas att halterna av tungmetallerna i askan minskar med ökande filtertemperatur. Filtertemperaturen 650 C räcker dock inte till för att de föreslagna gränsvärdena ska kunna nås. Kvicksilver skiljer sig från de övriga genom sin höga flyktighet och 500 C räcker för att få en aska som är Hg-fri. Temperaturberoendet för hur mycket som fastnar i askan är större för tungmetallklorider än för tungmetall acetater. Kloridernas flyktighet ändras kraftigt vid temperaturändringar i det undersökta intervallet ( C). För acetaterna har dessa förändringar varit små eller obefintliga i samma temperaturområde. 15

17 Ökad klorhalt förväntades ge en minskad inbindning av metaller i filtret eftersom metallernas flyktighet ökar om de förekommer som klorider. Resultaten blev överraskande inte de förväntade. För kadmium ökade inbindningen vid låg dosering av HCl i primärluften oberoende av filtertemperatur medan höga halter HCl ger en minskning av kadmium i askan vid höga filtertemperaturer. Resultaten för zink påminner om de för kadmium. En tänkbar förklaring till det märkliga avskiljningsbeteendet hos Zn och Cd kan vara att dessa föreningar bildar basiska klorider, en blandning av oxid och klorid. Även inbindningen av kvicksilver ökar med klorhalten vid måttliga filtertemperaturer. Troligen är omvandlingen till metalliskt kvicksilver gynnad. För praktiska ändamål bör noteras att en filtertemperatur på ca 500 C ger en nästan Hg-fri aska när Hg doserats som klorid. I försöken med acetat dosering klaras gränsvärdet vid samtliga temperaturer. För bly gäller att halten i askan ligger långt över gränsvärdet både med och utan klortillsats. Riklig tillgång på klor förvärrar läget ytterligare. Det svaga temperaturberoendet för inbindning av bly till askan visar att problemet inte kan lösas genom att höja filtertemperaturen. Om gränsvärdet ska kunna hållas måste halten av bly i bränslet vara betydligt lägre än vad som använts i försöken Salix Försöken med salix utfördes med ett bränsle utan tillsats av tungmetaller. I några försök tillsattes extra klor i form av HCl i gasform. För övrigt utfördes försöken som de tidigare med modellbränslen. Resultat Även i dessa försök var det svårt att klara gränsvärdena för Cd och Pb, men på grund av lägre ingångshalter kan dock det problemet klaras inom det undersökta temperaturintervallet. Varken för Zn eller Hg var det några problem med att klara gränsvärdena. Läget förvärrades dock när tillgången på Cl i systemet höjdes genom dosering av HCl. Precis som i de tidigare försöken med dopade trädbränslen leder den ökade halten klor oftast till en högre infångning av tungmetallerna. I bästa fall påverkar HCl-doseringen inte alls. 5. Resultat från förbränningsförsök Efter ett antal experiment med olika storlek på askpartiklar för att hitta en optimal storlek visade det sig att partiklar i storleksordningen 5 mm medförde den bästa förbränningen som kunde åstadkommas med gällande utrustning. För stora partiklar förorsakade defluidisering och kylning av bädden och för små partiklar fungerade inte enligt tidigare erfarenheter. Rökgasanalyserna visar på en relativt hög CO-nivå med flera spikar, sannolikt orsakade av ojämn matning och varierande partikelstorlek hos askan. Gasanalyserna redovisas i Bild 2. 16

18 Bild 2 Gasanalys av CO,NO och SO 2 i förbränningsexperiment. Gas analysis in combustion exeriments. Gasanalys förbränning av aska CO ppm :45:47 10:48:17 O 2 - halten i försöken varierade mellan 9,5 och 10,5 % CO 2 - halten var i försöket cirka 7 %. Bränsleaskan analyserades liksom även den nybildade askan. Resultatet av analyserna redovisas i 0. Tabell 4 10:50:47 10:53:17 10:55:47 10:58:17 11:00:47 11:03:17 11:05:47 11:08:17 11:10:47 11:13:17 11:15:47 11:18:17 11:20:47 11:23:17 11:25:47 11:28:17 Mängder av tungmetaller i tillförd och bildad aska vid förbränning. Amount of heavu metals in added and formed ash in combustion experiments. Element Enhet Halt i tillförd aska mg/kg Halt i nybildad aska mg/kg 11:30:47 11:33:17 11:35:47 11:38:17 11:40:47 11:43:17 11:45:47 11:48:17 11:50:47 11:53:17 11:55:47 11:58:17 12:00:47 12:03:17 Minskning % As(arsenik) mg/kg 83,1 31,5 62,1 Cd(kadmium) mg/kg ,0 Co(kobolt) mg/kg 10,7 21,8 Ökning Cr (krom) mg/kg 57, Ökning Cu (koppar) mg/kg ,7 Hg (kvicksilver) mg/kg 43,9 0,1 99,8 Mn (mangan) mg/kg Ökning Ni (nickel) mg/kg 45, Ökning Pb (bly) mg/kg ,8 Sb (antimon) mg/kg ,4 Tl (tallium) mg/kg 1,18 0,5 57,6 V (vanadin) mg/kg 20,1 14,5 27,9 Zn (zink) mg/kg ,4 Oförbränt % 10,5 3,3 68,6 tid NO, SO2 ppm CO NO SO2 17

19 Mängden oförbränt i askan minskades med 68% till ca 3% efter ombränning av askan. För de analyserade tungmetallerna var resultaten minst sagt varierande. Endast kvicksilver renas effektivt vid dessa betingelser, vilket inte är förvånande med tanke på kvicksilvrets höga flyktighet. För arsenik, bly, antimon och tallium erhålls en rening med mer än 50%. För de övriga erhålls en betydligt sämre rening, eller till och med kraftig ökning av mängderna efter försöken. Till viss del kan detta sannolikt förklaras av att det fanns en stor mängd rostflagor i askan. I samma reaktor har tidigare utförts experiment med tillsatser av HCl-gas, vilket uppenbarligen förorsakat kraftig korrosion i reaktorn. Betydligt bättre rening av askan blev det när askan tvättades med saltsyra. Halterna av de undersökta metallerna i den tvättade askan redovisas i 0. Tabell 5 Halterna av tungmetaller i råaska och tvättad aska, samt reningseffekten. Amount of heavy metals in original and washed ash. Element Råaska mg/kg Tvättad aska mg/kg Minskning % As(arsenik) 83,1 21,1 74,6 Cd(kadmium) ,3 75,4 Co(kobolt) 10,7 2,9 72,6 Cr (krom) 57,3 13,5 76,4 Cu (koppar) ,4 70,8 Hg (kvicksilver) 43,9 9,2 79,0 Mn (mangan) ,5 70,0 Ni (nickel) 45,8 10,6 76,9 Pb (bly) ,1 Sb (antimon) ,1 71,9 Tl (tallium) 1,2 0,3 73,7 V (vanadin) 20,1 6,8 66,1 Zn (zink) ,7 Tvättning av askan med 10 % HCl och vatten ger en rening avseende de undersökta tungmetallerna drygt 70 % (mellan %) jämfört med halterna i den ursprungliga askan. Vid tvättningen var Liquid till Solid kvoten (L/S-kvoten) ca 10 och kontakttiden ca 1 timme. Optimal tid och L/S kvot bör undersökas noggrannare för att få bästa resultat. Mängden material minskade vid syratvätt med mer än 50 % räknat som torr substans. Rosten i förbränningsförsöken gjorde att planerna på att elda den tvättade askan ställdes in. 6. Ekonomisk utvärdering Kostnaderna för behandling av aska har uppskattats på olika håll i världen. De termiska processerna är de mest kostnadsintensiva kw/ton aska eller mellan kr/ton är vanliga uppskattningar av kostnaderna för behandling med hög temperatur metoder. Mellan 5-25 % av den energi som produceras beräknas åtgå för att behandla askan med dessa olika metoder. Till ovanstående kostnader kommer deponeringskostnaderna. Volymen aska som behöver deponeras efter hög temperatur metoder har reducerats högst väsentligt medan vikten bara minskat med ca 20 %. Om 18

20 den behandlade askan kan återanvändas, vilket är möjligt i ett flertal länder, minskar deponeringskostnaderna som annars är hög för avfallsaskor. Kostnader för lågtemperaturmetoder är svårare att hitta några uppgifter om i litteratur. Metoderna är användbara för att destruera dioxiner medan tungmetallproblemet kvarstår. Deponeringsbehovet och kostnaderna är likartat som för obehandlad aska då ingen vikt- eller volymreduktion åstadkoms med dessa metoder. Extra kostnader i form av utrustning och drift av densamma tillkommer. Cementbehandling beräknas kosta mellan kr/ton. Cementstabiliserade askor lämnas uteslutande till deponi. Volymen material ökar med ca 40 % vilket ökar kostnaderna för deponering. Kemisk stabilisering kostar mellan kr/ton. Volymökningen är mindre än för cementstabilisering och totalt anses de båda metoderna vara likvärdiga om deponeringskostnaderna räknas in. Syra tvättning är den minst använda metoden trots att den anses vara en tillförlitlig och kostnadseffektiv metod. Kostnaderna beräknas till ca 300 kr/ton aska. Det finns dessutom en möjlighet att återanvända olika metaller ur tvättvätskan, även om detta ännu inte sker i industriell skala. 7. Slutsatser och diskussion Flera olika metoder för behandling av aska används på olika håll i mer eller minde industriell skala med bra resultat även om kostnaderna för flera av dessa är höga. I Sverige finns i dagsläget inget krav på behandling av aska innan deponering, men troligen kommer det att krävas i framtiden. Återanvändning av avfallsaskor i Sverige sker för närvarande endast som material för täckning av deponier. Om någon annan användning ska bli aktuell kommer rening av askan att krävas. Med tanke på att deponikostnaderna för farligt avfall närmar sig 2000 kr/ton är vissa metoder ekonomiskt försvarbara. Dessutom ger behandling av askan en vinst i form av mindre miljöbelastning, vilket kanske inte märks i den enskilda anläggningen men för samhället totalt. Försökseldning med aska i laboratorieskala visar att det är förhållandevis enkelt att minska halterna av oförbränt förutsatt att askan kan matas. Genom att självhärda askan var det fullt möjlig att mata till fluidbädd. Vid matning av större flöden kan askan med fördel blandas till en slurry med olja där matningsförsök visar goda resultat för flöden i storleksordningen 10 kg/timme eller mer. Reningseffekten som åstadkoms vid försökseldningen var måttlig till dålig för de flesta undersökta metaller. Mängden oförbränt minskade dock och sannolikt även dioxinhalten (analyserades ej). Mot bakgrund av den låga rening som åstadkoms så är det tveksamt om kostnaderna för att bränna om askan kan motiveras. Höga filtertemperaturer krävs, över 850 C, vilket kan vara svårt att åstadkomma tekniskt i full skala till rimliga kostnader. Tvättning av askan visade på en betydligt större potential för rening och viktsminskning av askan. Tillkommer gör dock en förorenad tvättvätska med en hög halt av tungmetaller. På sikt bör man kunna återvinna en del av metallerna. Lyckas man utnyttja syra från rökgasreningen till asktvätten minskar kostnaderna för kemikalier i denna metod. Ytterligare en fördel med tvättning är att återstoden av askan kan återföras till förbränningen för dioxindestruktion eftersom tungmetallerna är urlakade. 19

21 8. Referenser 1. Ahlgren, N. Marklund, S. Förbränning av avfall. En kunskapssammanställning om dioxiner. RVF Rapport 01:13. ISSN Greenpeace, Dioxin i drivor. Dioxin i askor från avfallsförbränning i Sverige. ( 3 Elert,M., Jones,C. Södergren,S. Bedömningsgrunder för förorenade massor RVF Utveckling 02:09, ISSN Ecke,H. Karbonatstabilisering av flygaska från avfallsförbränning. RVF Utveckling 02:05. ISSN Carlsson, B., Söderström, K., Hantering av rökgasreningsrest (RGR) från avfallsförbränning. RVF Rapport 02:01. ISSN Ecke,H, Sakanakura,H., Matsuta,T., Tanaka,N., Lagerkvist,A. State-of.the-art treatment processes for municipal solid waste incineration residues in Japan. Waste Manage. Res 2000:18: Zintl, F. Restprodukter från stoftavskiljning vid höga temperaturer. TPS rapport TPS-94/58, Zintl, F. Termisk behandling av flygaska från avfallsförbränning. TPS rapport TPS-94/59, Zintl,F. Stoftavskiljning vid hög temperatur en metod för rening av flygaska? TPS rapport TPS-01/35,

22 Bilaga 1 Svensk sammanfattning av TPS-02/11 Current methods to detoxify fly ash from waste incineration 21

23 1. SAMMANFATTNING Askor och rökgasreningsprodukter från avfallsförbränning innehåller avsevärda mängder av dioxiner och tungmetaller och betraktas som farligt avfall vilket gör att kostnaderna för deponering av askorna blir höga. Mängderna aska som produceras varierar ganska mycket mellan de olika förbränningsanläggningar men för de större anläggningarna rör det sig om askmängder i storleksordningen 1-2 ton aska/timme och totalt i landet nästan ton/år räknat som torr aska. Olika EU-direktiv ställer allt högre krav på vad som får deponeras och hur detta ska ske. Detta kommer inom en snar framtid att förorsaka problem för direkt deponering av askor och rökgasreningsprodukter. I Sverige förkommer nästan ingen behandling av askan men i länder som Japan, Holland och Tyskland där utrymmet för deponering är begränsat har kommit långt med olika tekniska lösningar för behandling av askorna för att kunna återanvända askan eller åtminstone kunna deponera den på ett säkert sätt. Många av dessa metoder har testats in industriell- eller pilotskala. Föreslagna metoder är: Termisk behandling Stabilisering/solidifiering Kemisk behandling Övriga metoder Termiska behandling De termiska metoderna omfattar ett flertal metoder i temperaturintervallet C. Lågtemperaturmetoderna (< 600 C) renar askan från dioxiner samt en del flyktiga tungmetaller. Processerna använder både reducerande och oxiderande atmosfär. Volymen ändras endast marginellt. Processerna i temperaturområdet C utnyttjar oftast någon form av förbränning av askan, där delvis resthalten kol i askan kan användas. Återigen destrueras dioxinerna medan tungmetallerna blir kvar i askan. Beroende på temperatur vid förbränningen kan man få en viss volym reducering. Askan kan renas från tungmetaller genom att den behandlas med en atmosfär med 10% HCl vid 900 C då en stor andel av tungmetallerna överförs till flyktiga klorider. Högtemperaturprocesserna utnyttjar ofta elektrisk uppvärmning med teknik som elektroder av olika material eller plasmaupphettning. Dioxinerna destrueras fullständigt och tungmetallerna som blir kvar i askan sitter hårt bundet i återstoden. Volymen reduceras med upp till 80%. Trenden internationellt verkar gå mot högtemperaturmetoder. En av fördelarna med dessa metoder är att askan blir så ren att den kan användas (och används) som byggnadsmaterial, speciellt för vägbyggen och liknande. Kostnaderna för högtemperaturmetoder uppskattas till storleksordningen kr/ton aska. Stabilisering/solidifiering Stabilisering/solidifiering renar inte askan från föroreningar. Askan med cement eller olika kemiska stabilisatorer för att på så sätt göra framförallt tungmetallerna mindre rörliga. Askor från kolförbränning används ofta i byggnadsmaterial. Det är i många länder inte tillåtet att använda obehandlade askor från avfallsförbränning i cement. Renade askor får dock användas på flera håll, bl a i Holland är det vanligt med 22

24 inblandning av aska i asfalt. Tryckbehandling av askan ger ett kompaktare material som kan hålla kvar tungmetallerna och minska deras lakbarhet. Askan kan också kompakteras tillsammans med något annat material, vilket utnyttjas bland annat vid täckning av deponier. Kemisk behandling Kemisk behandling av askor ger till skillnad från stabilisering en förändring av askan så att man får en viss reningseffekt. Flygaskan behandlas med basiska och sura lösningar för att extrahera ut alkaliska föreningar och tungmetaller och den fasta återstoden återförs till förbränningen för destruktion av organiska föreningar som tex dioxiner. Metoderna kräver relativt stora mängder kemikalier och betydande rening av tvättvattnet. Emellertid betraktas dessa metoder som relativt kostnadseffektiva. Övriga metoder Andra metoder som än så länge endast är testade i laboratorieskala, som karbonatstabilisering, mikrobiologisk rening och superkritisk extraktion, är lovande men har än så länge ingen praktisk betydelse. Generellt kan sägas att dioxinerna är nog det minsta problemet när det gäller föroreningar i askor och rökgasreningsprodukter och att tungmetallerna är det stora problemet. Dioxinerna kan brytas ner i sina beståndsdelar medan tungmetallerna finns kvar i någon form eftersom de är grundämnen och inte kan förstöras. 2. Inledning I tättbefolkade länder som länderna i väst-europa och Japan där utrymmet för deponier är begränsat har förbränning av hushållsavfall ökat i betydelse. Förbränning reducerar volymen avfall med ca 90% men generar också avfall i form av askor och andra restprodukter. 1 ton avfall ger ungefär 300 kg bottenaska och kg flygaska. I Sverige förbränns idag ungefär 2 millioner ton avfall vilket ger ton flygaska och andra rökgasreningsrester. Flygaskan innehåller den stora mängder föroreningar i form av dioxiner och tungmetaller, vilket kan komma att förorsaka stora problem och kostnader vid deponering. Dioxinhalterna i askan varierar kraftigt och beror på sammansättningen av avfallet och även på förbränningstekniken. I Tabell 1 redovisas vanliga halter av tungmetaller i aska från avfalls förbränning samt de gränsvärden som finns i Tyskland för att askan ska kunna deponeras utan behandling. Tabell 1 Metall Tungmetall innehåll i aska samt gränsvärden för deponering i Tyskland. Koncentration i aska [mg/kg] Gränsvärden för öppen deponi Z0 (obegränsad användning) [mg/kg] Z1 (begränsad användning) [mg/kg] Kadmium Zink 14,000 40, Bly 4,900 12, Krom 300 1, Koppar 700 5, Nickel Kvicksilver

25 Många länder har infört lagstiftning mot deponering av obehandlade askor på vanlig deponi och därför måste askan behandlas som farligt avfall vilket medför kostnader på kr/ton aska. Olika metoder för att behandla askan, med målsättning att få en produkt som kan återanvändas eller åtminstone deponeras på en vanlig deponi utan risk för miljöstörande effekter, har utvecklats på flera håll i världen. Många metoder fungerar redan i industriell skala. Flera utmaningar återstår dock innan det finns en komplett och kostnadseffektiv metod för att aska från sopförbränning ska kunna återanvändas t ex att destruera dioxinerna i askan och hitta en metod för att eliminera tungmetallerna och allra helst recirkulera dessa. Målet inom byggnads-, konstruktions- och glasindustrin är att hitta lämpliga användningsområden för flygaska som alternativ till deponering. 3. Målsättning Målsättningen med denna undersökning har varit att: Att beskriva olika nyligen publicerade metoder att minska innehållet av dioxiner och tungmetaller i flygaska till acceptabla nivåer. Att jämföra hur effektiva dessa metoder är med tanke på dekontaminering och kostnadseffektivitet synpunkt. Att diskutera lösningar för lönsam användning av den renade och/eller stabiliserade produkten. 4. Metoder för dekontaminering av flygaska samt användning av produkten 4.1 Termiska metoder De termiska metoderna kan indelas i låg temperatur- och hög temperatur metoder. I låg temperatur metoderna (<600 o C) renas askan från organiska föroreningar som dioxiner men för övrigt är den i stort sett oförändrad. Vid hög temperatur behandling (>1200 o C) börjar askan att smälta och bildar en hård, glasartad slagg produkt, som är renad från organiska föreningar och flera flyktiga tungmetaller. De metaller som finns kvar är hårt bundna i slaggen Låg temperatur metoder Metoderna som används arbetar med antingen oxiderande- eller reducerande atmosfär. Under reducerande förhållanden kan en reducering av dioxinhalterna på upp till 99 % erhållas vid temperaturer på 400 o C. I Bild 1 visas process med kontinuerlig matning, behandling och kylning av askan i inert atmosfär. Utrustningen klarar 400 kg aska/timme. 24

26 Bild 1 Utrustning för kontinuerlig behandling av flygaska. Kapacitet 400 kg/h. Under oxiderande betingelser krävs en högre temperatur (ca 600 o C) eller en längre uppehållstid för att uppnå samma reningsgrad. Nedbrytningen av dioxiner i flygaska katalyseras av ett flertal metaller som koppar, rhenium samt platina. Metallinnehållet i själva flygaskan fungerar också som katalysator vilket utnyttjas i några applikationer CT-Fluapur processen Metoden är utvecklad av CT Environmental Ltd i Schweiz och idén är att återvinna tungmetallerna i stället för att låsa dem i flygaskan. Askan behandlas med HClatmosfär innan den hettas upp till 900 o C. Mer än 98 % av mängderna koppar, bly, zink och kadmium kunde tas bort med en uppehållstid på 4 timmar. En undersökning visar att metoden kan användas för att återanvända tungmetaller som t ex zink. En pilotanläggning som bygger på metoden är under uppförande Högtemperaturprocesser Vid temperaturer över 1200 o C börjar askan att smälta och bildar en hård och glasartad slagg. Dioxinerna bryts ner fullständigt och tungmetallerna förgasas och återvinns eller låses fast i slaggen och blir svåra att laka ur produkten. Många olika metoder som utnyttjar lite olika teknik för att uppnå höga temperaturer finns beskrivna och används i dag i pilot- eller industriell skala Elektrisk arc ugn Värmen i dessa ugnar genereras genom elektrisk arc mellan två elektroder eller mellan elektroder och askan. Processen kan ske i oxiderande eller reducerande atmosfär beroende på val av elektroder. En fördel med reducerande atmosfär att metallerna kan återvinnas till skillnad från oxiderande betingelser där metallerna stannar i smältan. Produkten blir då ett glasartat material nästan ren från tungmetaller som kan användas för olika ändamål i byggnads- och glasindustrin. 25

27 En pilotanläggning som klarar 300 kg/timme finns i Frankrike och en fullskaleanläggning i Japan klarar 500 ton aska per dag Elektrisk motstånds ugn I en elektrisk motstånds ugn bildar den smälta flygaskan en elektrolyt mellan två elektroder. LURGI och Nicholaus Sorg i Tyskland har utvecklat en glas smältnings process (SOLUR processen) som behandlar aska i en elektrisk ugn till o C. Olika restprodukter som aska, slam och slag kan matas in i ugnen. Tillsatser av sand och returglas kan göras för att få rätt sammansättning på produkten. Kostnaden för metoden uppskattas till ca 2000 k/ton aska. I Japan finns en demonstrationsanläggning konstruerad av NKK Corp som klarar 24 ton/dag. Bild 2 Elektrisk motstånds ugn Elektrisk strålnings ugn Ugnen innehåller flera elektroder som värmer en gas/luft blandningen som i sin tur värmer flygaskan. ABB har utvecklat en metod med en kapacitet på 100 kg/timme där flygaskan smälts vid 1300 o C. Produkten är dioxinfri och tester visar att inga tungmetaller lakas ur materialet. Energiförbrukningen är ca 1 MWh/ton aska vilket motsvarar 5 % av energiproduktionen från förbränningsprocessen. Kostnaden beräknas till kr/aska Elektrisk induktions ugn Principen går ut på att en degel som innehåller flygaskan hettas upp genom induktion. Materialet i degeln måste vara ledande som t ex kiselkarbid eller blandningar av grafit och lera. Den långsamma värmeöverföring medför att uppehållstiden blir relativt lång. 3 timmar eller mer krävs för att askan ska smälta. Ugnstemperaturen är o C. Tyska Babcock har utfört experiment med en degelstorlek på 9 liter. Resultaten var så goda att det finns planer på en anläggning i större skala Plasma teknik ScanArc Plasma Technologies AB har byggt en anläggning med en kapacitet på 1 ton aska/timme i Sverige. Flygaska matas in i reaktorn som värms till ca 1400 o C med plasma teknik. Flyktiga föreningar (klor, svavel, bly och zink) förångas och organiska föreningar som dioxiner destrueras. 1 ton aska ger 600 kg glasartad slagg som uppvisar mycket bra lakningsdata och produkten är så ren att den kan användas utan 26

28 restriktioner enligt gällande EU-lagstiftning. Energiförbrukningen är 1 MW per ton aska. Bild 3 ScanArc Plasma Technologies AB. EBARA Infilco i Japan har konstruerat ett system där bottenaska och flygaska i förhållandet 2:1 behandlas med plasma teknik vid 1200 o C. Kapaciteten är på 200 kg aska/timme och produkten är en dioxinfri slagg med goda lakningsresultat. Samma teknik används av Mitsubishi Heavy Metals Ltd i anläggning med en kapacitet på 52 ton/dag och energiförbrukning av 900 kw/ton aska. Krupp i Tyskland har utvecklat en plasma smält teknik som ursprungligen var designad för stålsmältning. Energiförbrukningen uppgår till 1MW/ton aska. Man uppskattar kostnaderna för en process i industriell skala till kr/ton aska Syrebännare En demonstrationsanläggning för smältning och stenproduktion från flygaska byggdes i Japan 1998/99. Anläggningen har en kapacitet på 200 kg/timme. Askan smälts i en ugn med hjälp av en syrebrännare vid o C. Uppehållstiden för smältan är 2 timmar och därefter hälls den i gjutformar och överförs till en annan ugn där slaggen omvandlas till sten. Porcessen kräver 66 l olja och 140 kw per ton aska och bedöms att vara mer kostnadseffektiv än deponering. Produkten är fri från dioxiner och lakningstester visar på mycket låga halter av tungmetaller. Stenarna som produceras klarar japanska lagstiftning och kan användas i asfalt och gatsten Fos-melt processen Fossila bränslen används för att smälta upp till 2 ton aska/dag i en smältugn. Temperatur intervallet som används för att smälta askan är o C. Man använder en blandning av botten- och flygaska. 90 % av askan omvandlas till en glas produkt och dessutom få man rökgas och en salt produkt som innehåller flyktiga metaller som Hg, Cd och Pb. 27