Luktutredning för Kungsängens avloppsreningsverk – ÅF

RAPPORT
Handläggare
Sten-Åke Barr
Tel
+46 10 505 31 93
Mobil +46 70 564 76 21
Fax
+46 10 505 30 09
[email protected]
1 (41)
Datum
2013-01-25
Uppdragsnr
224634
Mälarenergi
Luktutredning för Kungsängens avloppsreningsverk
ÅF-Industry AB
Industry
Granskad
Sten-Åke Barr
Ulrika Follin
ÅF-Industry AB , Kvarnbergsgatan 2, Box 1551 SE-401 51 Göteborg
Telefon +46 10 505 00 00. Fax +46 10 505 30 09. Säte i Stockholm. www.afconsult.com
Org.nr 556224-8012. VAT nr SE556224801201. Certifierat enligt SS-EN ISO 9001 och ISO 14001
Rapport Mälarenergi_Ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
Innehållsförteckning
1
INLEDNING ........................................................................................................ 7
2
BAKGRUND ....................................................................................................... 7
3
LUKT ................................................................................................................... 7
3.1
Allmänt......................................................................................................................... 7
3.2
Lukt och luktbesvär ...................................................................................................... 8
4
TEKNISKA FÖRUTSÄTTNINGAR ................................................................ 9
4.1
Verksamhetsbeskrivning Kungsängens avloppsreningsverk ......................................... 9
4.2
Identifierade luktkällor ............................................................................................... 11
5
RESULTAT LUKTKARTLÄGGNING.......................................................... 12
5.1
Resultat luktkartläggning VA ...................................................................................... 13
5.2
Resultat luktkartläggning Externslam ......................................................................... 13
5.3
Resultat luktkartläggning VA-slam.............................................................................. 14
5.4
Resultat luktkartläggning funktion biofilter ................................................................ 15
5.5
Emissionen av lukt från anläggningen......................................................................... 15
6
ALTERNATIVA ÅTGÄRDER ....................................................................... 17
6.1
Allmänt....................................................................................................................... 17
6.2
Slutsatser reningsteknik ............................................................................................. 23
7
GENOMFÖRDA SPRIDNINGSBERÄKNINGAR ....................................... 25
7.1
Använda vinddata ...................................................................................................... 25
7.2
Genomförda beräkningar ........................................................................................... 26
7.3
Tolkning av resultat från spridningsberäkningarna ..................................................... 27
7.4
Resultat ...................................................................................................................... 28
7.5
Sammanfattning av resultat ....................................................................................... 35
rapport mälarenergi_ufn.docx
2 (41)
RAPPORT
2013-01-21
8
ÖVERSIKTLIG KOSTNADSBEDÖMNING ................................................ 35
8.1
Förslag till avskiljningsutrustning................................................................................ 36
8.2
Dimensionerande förutsättningar för luktbegränsande åtgärder ............................... 36
8.3
Beräkningsförutsättningar .......................................................................................... 37
8.4
Resultat ...................................................................................................................... 37
9
DISKUSSION ................................................................................................... 39
Bilagor
Bilaga 1 Mätrapport Lukt ÅF
Bilaga 2 Spridningsberäkning SWECO
rapport mälarenergi_ufn.docx
3 (41)
RAPPORT
2013-01-21
Sammanfattning
På uppdrag av Mälarenergi har ÅF genomfört en luktutredning kring Kungsängens avloppsvattenreningsanläggning i Västerås. Syftet med utredningen är att klargöra vilka åtgärder på anläggningen som krävs om bostäderetableras närmare anläggningen.
Inom ramen för den nu genomförda luktutredningen kan konstateras att den totala emissionen
av luktämnen från anläggningen är ca 35*106 l.e./h, om man bortser från vad som genereras med
förträngningsluften då man pumpar in externslam. Då kan emissionsnivåer på upp till
380*106 l.e./h erhållas.
Om man jämför emissionen från Mälarenergis anläggning med luktemissionen från andra reningsverk i Sverige och Norge, där motsvarande kartläggning genomförts, kan man notera att
nivån är lägre än vad man kan förvänta sig i luktutsläpp i relation till storleken av verket.
Adderar man bidraget från externslamhanteringen erhålles dock en nivå väsentligt högre än från
motsvarande anläggningar. Detta torde dock enkelt kunna åtgärdas genom antingen återföring
av förträngningsluft till tankbil eller genom installation av enkelt kolfilter då flödet är litet.
Vidare noteras att man sedan ett antal år har haft ett effektivt biofilter installerat på anläggningen för avskiljning av lukt från grovrens och sandfilter samt slamförtjockare. Trots en förhållande3
vis låg belastning motsvarande en luktkoncentration till biofiltret om ca 1 700 l.e./m uppnås en
3
avskiljningsgrad om 91 % och en utgående halt om ca 150 l.e./m . Detta är en viktig orsak till de
redan idag låga luktemissionerna från reningsverket.
I syfte att optimera valet av åtgärder har flera spridningsberäkningar utförts för att simulera olika
scenarier. Vid val av åtgärder har huvudinriktningen varit att kombinera ökad skorstenshöjd med
en kraftfull reduktion av utsläppen.
Några omgivningsriktvärden för lukt finns inte framtagna i Sverige. Av denna anledning har den3
na utredning sneglat på de danska rikvärderna om 5–10 l.e./m räknat som 99-% il av minutmedelvärden. Praktiska erfarenheter från luktmätningar, utförda spridningsberäkningar och korrelationer av resultaten visar på att närboende upplever luktfrihet först när haltnivån underskrider
3
0,2-0,5 l.e/m vid en minuts samplingstid. Detta har sannolikt att göra med att luktupplevelsen är
momentan och väsentligt kortare än en minut.
Av denna anledning har målsättningen varit att underskrida dessa nivåer i omgivningen eftersom
underlaget från denna utredning skall användas i planarbete för planering av nya bostäder kring
anläggningen.
rapport mälarenergi_ufn.docx
4 (41)
RAPPORT
2013-01-21
5 (41)
I följande tabell sammanfattas resultaten från den nu genomförda utredningen.
Sammanställning av utredningsresultat
Beräkning
Åtgärd
Emission
Investeringskostnad
l.e./h
MSEK
50 m
100 m
200 m
-
20
14
7
6
Resultat
Scenario 00
Ingen
380*10
Scenario 0
Extern slamhantering löst
36*10
6
-
10
8
5
Scenario 1
Slamförråd+FF1
åtgärdat
13*10
6
0,45
6
5
3
Scenario 2
Scenario 1+täckning
och rening av försedimentering
10*10
6
16 - 20
1,2
0,9
0,7
Scenario 3
Scenario 2+30 m
skorsten
10*106
16 – 20
0,9
0,6
0,3
Scenario 4
Scenario 2+50 m
skorsten
10*10
6
18 - 22
0,8
0,5
0,3
I ovanstående tabell redovisas de högsta framräknade resultaten på 50, 100 respektive 200 m
Som framgår av ovanstående tabell kan man med utgångspunkt från den nu genomförda luktkartläggningen konstatera att en tydlig lukt kan förnimmas på samtliga studerade avstånd från
anläggningen. Även efter det att man åtgärdat omhändertagandet av förträngningsluften från
externslamhanteringen (Scenario 0).
Om man minskar emissionerna från Slamförråd och FF1 (Scenario 1) med förhållandevis liten
insats, vad gäller investeringen, kan omgivningshalterna i det närmaste halveras på de studerade
avstånden. Trots detta kan man notera att tydlig lukt kan förnimmas på de studerade avstånden.
Om man också genomför åtgärder för att minska utsläppen från försedimenteringen (Scenario 2), som utgör det enskilt största luktutsläppet i marknivå, reduceras nivån väsentligt. Åtgärderna innebär investeringar i nivå 15 -20 MSEK. Trots den höga investeringen är det inte tillräck3
ligt för att uppnå luktfrihet kring anläggningen, det vill säga lukthalter < 0,5 l.e./m .
För att ytterligare minska lukten kring anläggningen måste de presenterade åtgärderna även
kombineras med en högre utsläppspunkt av den behandlade luften. Med en 30 m hög skorsten
(Scenario 3) erhålles vad man kan betrakta som i det närmaste luktfrihet på ett avstånd om
100 m från anläggningen.
För att komma ned till luktfrihet (≤ 0,5 le/m3) på ett avstånd om 100 m vid såväl marknivå som
vid högsta våning (26 m) krävs dock en skorsten 50 m (Scenario 4).
Ytterligare fröhöjning av skorsten ger endast begränsad effekt i marknivå eftersom kvarvarande
källor i markplan då avgör luktbidraget närmast kring anläggningen.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
Att genomföra ytterligare täckning av bassänger innebär ytterligare höga investeringskostnader.
Dessutom krävs sannolikt ombyggnad av slamutlastning.
Av denna anledning föreslår ÅF att man genomför åtgärder enligt Scenario 4 så att man uppnår
luktfrihet på ett avstånd om 100 m från anläggningen.
Som framgår av ovanstående sammanställning kan man reducera utsläppen från verksamheten
ned till sådana nivåer att risken för luktklagomål kan minimeras på ett avstånd ned till 100 m från
anläggningen under normala produktionsbetingelser. Detta kräver dock investeringar i nivån 18 22 MSEK i åtgärder för att minska luktpåverkan kring anläggningen.
Vad gäller transport av slam är det viktigt att detta sker med täckta fordon och att dessa är rengjorda och inte i sig bidrar med någon luktspridning. Vidare bör man naturligtvis se över risken
för oplanerade händelser som kan påverka luktutsläppen från verksamheten. Ofta kan sådana
incidenter vara tillräckliga för att starta en debatt kring lukt och därmed påverka opinionen negativt.
rapport mälarenergi_ufn.docx
6 (41)
RAPPORT
1
2013-01-21
Inledning
På uppdrag av Mälarenergi AB har ÅF utfört föreliggande luktutredning vid Kungsängens avloppsreningsverk i Västerås. Studien omfattar såväl kartläggning av luktutsläppen, spridningsberäkningar samt förslag till åtgärder för att minimera luktstörningar i omgivningen.
Ansvarig för föreliggande rapport är civ. ing. Sten-Åke Barr. Ansvarig för luktmätningar och analys har varit civ. ing. Markus Olofsgård.
2
Bakgrund
Mälarenergis avloppsvattenreningsanläggning är lokaliserad mitt i Västerås och bostäder kryper
allt närmare från flera håll. Marken i närheten betingar ett högt värde och under sommaren inkom en begäran från kommunen om redovisning över vilka konsekvenser det skulle få på anläggningens om avstånden till närmaste bebyggelse krympte till 100 respektive 50 m.
Av denna anledning har Mälarenergi AB beslutat att värdera hur luktemissionen påverkar de
framtida planerna och hur man skall arbeta för att reducera risken för luktstörningar i en framtid.
I föreliggande utredning redovisas vilka luktkällor som har betydelse för uppkomst av störande
lukt i omgivningen samt hur man kan reducera dessa störningar och vad effekten blir i relation
till de föreslagna nya skyddsavstånden 50 respektive 100 m från anläggningen.
3
Lukt
3.1
Allmänt
Luktande föroreningar är ett samlingsbegrepp för en mängd olika kemiska föreningar. Dessa
kännetecknas av att de kan förnimmas med luktsinnet, ofta i halter som är mycket lägre än där
medicinska effekter kan riskeras.
Mekanismerna bakom luktupplevelser är inte klarlagda fullt ut. Därför kan man inte konstruera
ett tillförlitligt mätinstrument för lukt. Alla luktmätningar måste därför göras sensoriskt och relateras till subjektiva luktupplevelser. Det finns dock en svensk, och tillika europeisk, standard för
hur en sådan mätning skall gå till (SS-EN 13725).
En lukts förnimbarhet uttrycks vanligen med ett tröskelvärde (mg/m3) som motsvarar en luktenhet per kubikmeter (1 l.e./m3). Tröskelbestämningar ger värdefulla upplysningar, t.ex. vid kontroll
av källstyrkan hos luktavgivande processer och beräkning av luktutsläppens geografiska sprid3
ning. Lukttröskelvärdet 1 l.e./m definieras som den halt där 50 % av befolkningen kan förnimma
lukt.
När väl en lukt kan förnimmas växer den upplevda luktstyrkan med ökande koncentration av
ämnet, men i allt lägre takt ju högre koncentrationen blir, se Figur 3-1.
En minskning av halten luktande ämnen har därför sin största effekt vid låga halter medan samma minskning vid höga halter kan ge en bara obetydlig effekt på den upplevda luktstyrkan. Detta
rapport mälarenergi_ufn.docx
7 (41)
RAPPORT
2013-01-21
betyder också att om man vill reducera luktupplevelsen med 30 % måste emissionen reduceras
mer, enligt följande figur 50 %.
Figur 3-1
Upplevd luktstyrka som funktion av koncentrationen.
En av de viktigaste faktorerna som påverkar luktkänsligheten är tillvänjnings- och uttröttningsfaktorerna.
3.2
Lukt och luktbesvär
Faktorer som påverkar störning hos kringboende är vanligtvis:
•
•
•
•
•
Hur ofta det luktar, dvs. luktfrekvensen
Luktstyrka
Karaktären på lukten
Ortsvanlighet
Historik
Hur ofta det luktar är kanske den faktor som är viktigast när det gäller klagomål. Enligt tidigare
observationer så sker klagomål på lukt då luktfrekvensen överskrids en eller ett par procent av
tiden. Detta påverkas dock av faktorer som karaktären på lukten.
Även luktstyrkan har stor betydelse på klagomålförekomsten. Med luktstyrkan menas koncentrationen av lukt och hur många gånger över lukttröskeln som lukten förekommer. Då luktupplevelsen är en momentan reaktion väljer man ofta att bedöma minutmedelvärden av luktförhållanden
rapport mälarenergi_ufn.docx
8 (41)
RAPPORT
2013-01-21
9 (41)
3
kring en anläggning och ansätter då acceptabla nivåer till mellan 2 och 10 l.e/m som maximala
tolererbara nivåer.
Om en lukt upplevs som farlig eller obehaglig sker klagomål tidigare än om man har en positiv
association till lukten. Detta innebär bland annat att klagomål på lukt sällan förekommer kring
bagerier som ju de flesta har en positiv association till. Däremot sker klagomål ofta om det luktar
avfall eller någon kemisk substans. Exempelvis sker klagomål enligt ÅF:s erfarenhet vid lägre
luktkoncentration om reducerade svavelföreningar, t.ex. svavelväte, förekommer.
Vidare kan nämnas att ortsvanligheten påverkar klagomålsfrekvensen. Det kan exemplifieras
genom de industriorter med sulfatcellulosabruk vilka luktar starkt men där det inte förekommer
klagomål beroende på att alla vet vad som luktar och att många kanske har sin utkomst från
verksamheten. Dessutom så blir luktsinnet utmattat av att ständigt känna denna lukt så upplevelsen försvinner. Den kommer tillbaks först när man lämnat orten för ett tag och återvänder.
Även lukthistoriken påverkar ofta klagomålsfrekvensen. Det betyder att har det under någon
period förekommit stora luktstörningar lever detta kvar hos kringboende under lång tid. Det gör
att man reagerar tidigare vid nästa incident och således måste lukten reduceras mer än vad som
annars hade krävts. På samma sätt reagerar ofta kringboende om det sker en förändring i karaktären på lukten.
För att uppskatta luktbeläggningen i ett område och hur stor utbredning det luktande området
har kan spridningsmeteorologiska beräkningar göras med utgångspunkt från kännedom om
luktutsläppets källstyrka.
4
Tekniska förutsättningar
4.1
Verksamhetsbeskrivning Kungsängens avloppsreningsverk
Verksamheten på det kommunalägda avloppsreningsverket Kungsängen omfattar avloppsvattenbehandling och rötning av det slam som uppkommer i reningen. Externslam tas också emot
för rötning. Gasen som produceras skickas och säljs till Svensk Växtkraft för uppgradering och
komprimering för att kunna användas som fordonsgas.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
Figur 4-1
2013-01-21
Schematisk beskrivning över verksamheten vid Kungsängens avloppsr
avloppsreningsverk
Kungsängens avloppsreningsverk är dimensionerat
dimensionera för 125 000 p.e. (p.e. = personekvivalenter)
och för 2011 så beräknades antalet anslutna till ca 84 000 p.e... Varje dygn tar anläggningen emot
3
53 000 m avloppsvatten. Anläggningen tar emot ca 10 000 ton externslam inkl.
inkl slam från små
avloppsreningsverk och enskilda avlopp i kommunen.. Efter rötning och centrifugering prod
producerades ca 13 000 ton slam under 2011.
I det följande lämnas en kort beskrivning av anläggningen.
Avloppsvattnet passerar först ett rensgaller där trasor och större partiklar avskiljs. I sandfånget
avlägsnas grovkornigt material som sand och grus. I sandfånget tillsätts även en fällningskemik
fällningskemikalie i form av järnsulfat som fäller ut partiklar och fosfor i nästföljande försedimentering
försedimentering. Sandfång
och
h rensgaller är inbyggda medan
meda försedimenteringen består av arton öppna bassänger.
Den biologiska reningen med kväverening sker i tolv öppna parallella bassänger och vattnet
passerar både anox och oxzoner, det vill säga utan respektive med syresättning. Som
Som kolkälla för
kvävereningen används idag glykol. Efter sedimentering i arton öppna eftersedimenteringsba
eftersedimenteringsbassänger leds det renade avloppsvattnet ut till recipient.
Det avskilda primärslammet leds till den en mekanisk förtjockare, efter att ha passerat slamsilsla
press och renstvätt, innan det rötas i en rötkammare. Förtjockningen sker inomhus. Det rötade
slammet lagras i ett täckt slamlager innan det leds till centrifugering i slamhallen och lagring i en
silo. Det torra slammet hämtas med lastbil i slutna containrar.
cont
Blött externslam
xternslam från trekammarbrunnar, slutna tankar och andra mindre reningsverk transport
transporteras till Kungsängens avloppsreningsverk i tankbil. I en inbyggd externslammottagning tas slamsla
met emot för rensning och förtjockning, vartefter det pumpas in i rötkammaren.
10 (41)
RAPPORT
2013-01-21
11 (41)
3
Gasen som produceras i rötningen säljs till Växtkraft. De 1,8 miljoner m gas som produceras per
år vid reningsverket pumpas 8 km till Växtkraft där uppgradering sker. Totalt produceras
3
ca 1,2 miljoner m färdig fordonsgas gas per år från avloppsreningsverket. En eventuell överproduktion av gas som inte kan tillvaratas på annat sätt bränns i fackla, då metan är en mycket kraftig växthusgas och inte får släppas ut.
4.2
Identifierade luktkällor
I följande flygfoto över området visas en översikt över Kungsängens avloppsreningsverks hela
verksamhet med de olika potentiella luktkällorna markerade.
Figur 4-2
Översiktsbild över Kungsängens avloppsreningsverk med identifierade
potentiella luktkällor
De verksamheter som under kartläggningsfasen identifierades som signifikanta luktkällor har
lagts in i löpande ordning i ovanstående bild.
I följande Tabell 4-1 beskrivs de aktuella verksamheterna där prover uttagits. Numret på provpunkten motsvaras av numret på översiktsbilden. Provpunkterna är de punkter som vid en rundvandring bedömdes vara relevanta från luktsynpunkt.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
Tabell 4-1
Identifierade potentiella luktkällor och provtagningar
Nr
Verksamhet
Beskrivning
Kommentar
1
Externslam
Mottagning Externslam
2
VA
Inloppspump
3
VA
Före rensgaller FF 7
Leds till biofilter
4
VA
Sandfång FF6
Leds till biofilter
5
VA
Försedimentering
I början av försedimenteringsbassänger
6
VA
Försedimentering
I slutet av försedimenteringsbassänger
7
VA
Biosteg zon 1
8
VA
Biosteg zon 3
9
VA
Biosteg zon 5
10
VA
Glykolbassäng
11
VA
Gångbro över glykolblandning
12/13
VA/slam
Biofilter
14
VA Slam
Slamutlastning
15
VA Slam
Slamförtjockare
16
VA Slam
FF 22 Från biofilter och
slamcentrifuger mm
17
VA Slam
Slamsilo FF 1/Slamförråd
18
VA Slam
Slamlager
19
VA slam
Slamficka
20
Externslam
Mottagning Externslam
Mätning före respektive efter filter
Leds till biofilter
Som framgår av ovanstående tabell återfanns ett tjugotal olika potentiella luktkällor inom området där luktprover uttogs. Detta motsvarar samtliga identifierade luktkällor inom anläggningen.
5
Resultat luktkartläggning
En kartläggning av luktutsläppen har genomförts inom ramen för denna utredning. I Bilaga 1
redovisas mätrapporten i sin helhet.
Mätningarna genomfördes 2012-10-09 och 2012-10-11 under normal drift. Med tanke på de
säsongsmässiga variationer som förekommer vad gäller luktutsläpp från reningsverk kan konstateras att mätningar i början av oktober ger förhållandevis höga utsläpp. Mätningarna avseende
luktkoncentration utfördes med dynamisk olfaktometer med luktpanel.
rapport mälarenergi_ufn.docx
12 (41)
RAPPORT
2013-01-21
I det följande redovisas resultaten från respektive delverksamhet.
5.1
Resultat luktkartläggning VA
I följande diagram åskådliggörs resultaten från de luktmätningar som genomförts vid Kungsängens avloppsreningsverk - VA-delen.
Luktkoncentration (le/m3)
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
Figur 5-1
Resultat luktkartläggning VA delen
Som framgår av ovanstående resultatsammanställning så återfinns de högsta lukthalterna i frånluften från sandfång och grovrens, FF6 respektive FF7.
5.2
Resultat luktkartläggning Externslam
I följande diagram åskådliggörs resultaten från de luktmätningar som genomförts vid externslamhanteringen.
rapport mälarenergi_ufn.docx
13 (41)
RAPPORT
2013-01-21
Luktkoncentration(le/m3)
2500000
2000000
1500000
1000000
500000
0
Externslam 3kammarbrunn
Figur 5-2
Externslam ARV
Resultat luktkartläggning från externslamhanteringen
Som framgår av ovanstående figur avgår höga halter lukt från externslamhanteringen i samband
med inpumpning av slam. Någon mekanisk avventilering sker inte av dessa källor utan den luft
som emitteras är av karaktären förträningsluft som erhålles i samband med tömning av slamcontainrar.
5.3
Resultat luktkartläggning VA-slam
I följande diagram åskådliggörs resultaten från de luktmätningar som genomförts vid slamhanteringen för VA-slam.
Luktkoncentration (le/m3)
70000
60000
50000
40000
30000
20000
10000
0
Figur 5-3
Resultat luktkartläggning VA-slam
rapport mälarenergi_ufn.docx
14 (41)
RAPPORT
2013-01-21
15 (41)
Som framgår av ovanstående diagram så erhålles de högsta lukthalterna vid avluftning av slamlager. Men även halterna i FF1 är noterbart höga beroende på att denna fläkt avventilerar slamsilor.
5.4
Resultat luktkartläggning funktion biofilter
I samband med luktkartläggningen testades också funktionen i det biofilter som finns installerat
på anläggningen. Till detta filter leds luft från grovrens och sandfång samt luft från slamförtjockare. Resultat redovisas i följande figur:
Luktkoncentration (le/m3)
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
Ingående
Figur 5-4
Utgående
Kontroll av funktionen av biofilter
Som framgår av ovanstående figur är luktkoncentrationen till biofiltret ca 1 700 l.e./m3 och utgående ca 150 l.e./m3. Detta betyder en avskiljningsgrad om ca 91 % vilket måste betraktas som bra
särskilt med tanke på den låga belastningen till biofiltret och den uppnådda låga lukthalten efter
rening.
5.5
Emissionen av lukt från anläggningen
För att få en klar bild hur luktemissionen fördelar sig inom anläggningen har luktemissionen
beräknats för de olika produktionsavsnitten inom anläggningen. Resultatet redovisas i följande
figur:
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
Luktemission (le/h)
400000000
350000000
300000000
250000000
200000000
150000000
100000000
50000000
0
Figur 5-5
Resultat av luktkartläggning emissionen från anläggningen
Som framgår av ovanstående figur dominerar emissionen helt av Externslam ARV. Det bör betonas att denna anläggning bara är igång någon timma om dagen och borde lätt kunna åtgärdas
3
genom omhändertagande av den förträngningsluft om 12 -14 m som genereras när nytt slam
pumpas in. För att också kunna bedöma övriga bidrag till luktemissionen har i följande figur
denna dominerande källa avlägsnats från diagrammet. Då erhålles följande figur:
Luktemission (Mle/h)
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Figur 5-6
Resultat av luktkartläggning emissionen från anläggningen exklusive
Externslam ARV
rapport mälarenergi_ufn.docx
16 (41)
RAPPORT
2013-01-21
17 (41)
Som framgår av denna figur är vid sidan av externslamhanteringen även källor som FF1 och
slamförråd som båda härrör från hantering av rötat VA-slam. Härutöver är även försedimenteringen en viktig källa till lukt från anläggningen.
6
Den totala luktemissionen från anläggningen kan summeras till ca 36*10 l.e./h vilket måste betraktas som lågt i jämförelse med andra reningsverk som ÅF genomfört motsvarande kartläggning på. Detta kan bara delvis förklaras med den goda funktionen som det installerade biofiltrat
uppvisar.
6
Alternativa åtgärder
6.1
Allmänt
I syfte att minska bidraget av lukt från reningsverket till omgivningarna kan man arbeta efter två
olika principer:
•
•
Förbättra reningen av den kontaminerade luften
Förbättra spridningen av frånluftsströmmen
I följande avsnitt redovisas generellt vilka tekniker som används kommersiellt för att minska
utsläppen av luktande ämnen och en bedömning av hur dessa metoder skulle fungera i denna
applikation.
För rening av luft innehållande varierande luktämnen, finns erfarenheter av ett antal olika reningsprinciper. De olika huvudprinciperna är följande:
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
Absorption
Adsorption
Biofilter
Ozonisering
Jonisering
Oxidation
UV-fotooxidation
Inledningsvis presenteras metoderna generellt varefter en diskussion förs om lämpligheten att
använda dessa metoder i de här aktuella anläggningarna.
6.1.1
Absorption (skrubber)
Absorption eller skrubbning innebär en process vid vilken ett gasformigt ämne löses i en vätska.
Själva absorptionsprocessen utformas oftast så att gasströmmen kontaktas av vätskefasen i ett
motströmsförhållande i en absorptionskolonn. Beroende på hur absorptionsprocessen utformas
kan man särskilja ett antal kommersiellt tillämpade absorptionssystem:
Absorption i rent vatten
Absorption i vatten med kemikalietillsatser
Absorption i bioskrubber
Absorption i en organisk fas
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
18 (41)
För att åstadkomma en hög effektivitet på en skrubberanläggning skall halten på de ämnen som
skall avskiljas vara hög och den använda skrubbervätskan ha lågt innehåll av ämnena som skall
avskiljas. För att åstadkomma detta kan skrubbern i extrema fall tillföras ren vätska som efter
absorption leds till slutbehandling eller avlopp. Det normala är dock att vätskekretsen cirkulerar
och att föroreningarna tas ur systemet genom destruktion eller omvandling. Även avdrivning
eller destillation kan förekomma.
Absorption i rent vatten används där lättlösliga föreningar förekommer. Exempel på detta är
saltvattenskrubber som i stor utsträckning används i Norge för att hantera luktutsläpp från verksamheter lokaliserade vid havet. Ett annat exempel är venturiskrubbern som används för partikelavskiljning. I venturiskrubbern passerar luftströmmen genom en förträngning varvid väldigt
små vattendroppar genereras under högt tryckfall. Metoden möjliggör avskiljning av små - ofta
submikrona - partiklar.
Kemisk skrubbning innebär ofta att alkalier alternativt syror tillförs vid syra/basreaktioner medan oxidationsmedel som väteperoxid, ozon eller hypoklorit ofta används då organiska ämnen
skall destrueras. Här ökar förutsättningarna att avskilja ingående ämnen.
För organiska ämnen med endast begränsad vattenlöslighet kan istället ett utnyttjande av organiska absorptionsvätskor vara möjligt. System med organiska skrubbervätskor måste vidare
kombineras med upparbetning, av typ destillation eller extraktion, för att kunna recirkulera
skrubbervätskan. Denna extra hantering fördyrar kraftigt användande av absorption som reningsmetod. Denna metod är inte aktuell här.
Biologisk skrubbning innebär istället att destruktion av ämnena ifråga sker genom mikrobiologisk aktivitet. Fördelen med biologisk skrubbning är, i jämförelse med den kemiska skrubbern, att
det erhållna skrubbervattnet i regel enkelt kan avbördas till kommunalt reningsverk utan några
särskilda åtgärder. För att säkerställa att inga miljömässigt besvärliga ämnen bildas rekommenderas pilotförsök innan installation. Ett skrubbersystem för biologisk behandling av en luftström
innebär i regel högre investeringskostnader, men vanligtvis lägre driftskostnader.
Biologisk skrubbning utnyttjas därför framför allt då större luftströmmar skall behandlas, medan
kemisk skrubbning i huvudsak utnyttjas vid lägre luftflöden. Biologisk skrubbning utnyttjas
främst vid behandling av luktande luftströmmar, exempelvis luft från reningsverk. Systemet är
ofta känsligt för störningar.
Bedömning
För luktdestruktion finns många installationer av kemiska skrubbrar, ofta en kombination av
oxidativt steg och ett neutraliseringssteg. Tidigare användes ofta hypoklorit som oxidationsmedel medan det numera är vanligare med ozon eller väteperoxid. Även om de kemiska skrubbrarna ofta är väl fungerande - om man har kontroll över pH och redoxpotentialen i vattenflöden - är
det svårt att komma ner i låga resthalter av lukt, vilket begränsar användbarheten i detta fall.
Erfarenheten fån bioskrubbrar är begränsad då denna typ av skrubber är förhållandevis ovanlig.
Enligt ÅF:s erfarenhet från egna pilotstudier i reningsverksmiljö är effekten sämre än med kemiska skrubbrar. Bioskrubber bedöms därför inte vara något alternativ i detta fall.
6.1.2
Adsorption på aktiverat kol
Vid adsorption binds de i gasen förekommande föroreningarna till adsorbenten med ganska svaga
krafter (van der Waals-krafter). Reaktionen blir härigenom reversibel och föroreningarna kan frigöras
(desorberas) från adsorbenten genom att energi tillförs. För adsorption av ämnen ur luft används i
kommersiella sammanhang för närvarande aktiverat kol och zeoliter.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
19 (41)
Aktiverat kol är vanligast och det är med denna adsorbent den största industriella erfarenheten vunnits.
Fördelen med detta material är att det är en förhållandevis billig adsorbent. Aktiverat kol har dock en
del begränsningar, exempelvis kan nämnas en låg högsta möjliga desorptionstemperatur, vilket innebär
risk för anrikning av svårflyktiga komponenter på kolfiltret.
I samband med luktreduktionsinstallationer används sällan desorptionsprocesser. Istället används
jungfruligt aktivt kol som byts ut när adsorptionseffekten avtar. Konventionella aktiverade kolfilter har
en begränsad effekt för de här aktuella ämnena som svavelväte och merkaptaner. För reduktion av korta
reducerade svavelföreningar som svavelväte och merkaptaner kan katalytiskt aktiverat kol användas.
Ofta impregneras då kolet med lut, vilket medför att den reducerade svavelföreningen kan oxideras till
elementärt svavel.
Bedömning
För frånluft från avloppsreningsverk har katalytiskt aktiverat kol använts framgångsrikt. Det är
inte osannolikt att en bra avskiljningseffekt skulle kunna uppnås om kolfiltret installerades efter
en skrubber. Driftkostnaden kan dock bli betydande på sikt.
Sammanfattningsvis bedöms att katalytiskt aktiverat kolfilter torde fungera väl tekniskt, men är
sannolikt för dyrt jämfört med andra här beskrivna metoder. I kombination med andra här beskrivna metoder torde aktiverat kol dock kunna fungera väl.
6.1.3
Biofilter
I biofilter sker nedbrytningen av organiska ämnen av mikroorganismer vidhäftade ett bärarmaterial.
Förutsättningarna för att ett biofilter skall vara användbart är att de organiska ämnena ifråga kan
överföras och adsorberas på filtermaterialet. Om ämnet är vattenlösligt underlättas överföringen.
Dessutom måste ämnet kunna brytas ned av mikroorganismerna. Nedbrytningsprodukterna från
den mikrobiologiska processen får dessutom inte hämma den primära nedbrytningen.
Biofiltret eller biobädden utgörs vanligen av en befuktad bädd, bestående av exempelvis bark,
torv, ljungrötter eller något annat biologiskt material. Dessutom används ofta något poröst mineraliskt material. Före passagen genom bädden befuktas luften och ofta måste även reglering
av ingående temperatur till nivån 20-35°C göras.
Utformningen av biofilter varierar med de lokala förutsättningarna, men den konventionella
typen av anläggning består av en dränerad yta avskärmad med cementväggar. Vissa lösningar
innebär att luften passerar uppifrån och ned, andra att luften passerar nedifrån och upp. I det
senare fallet installeras då utrustning på botten av bädden för luftdistribution som kan fördelas
över biobädden . Biobäddens djup varierar, men vanligen är den i nivån 0,5-2,5 m. Areabehovet
för denna typ av anläggning blir normalt sett stort, men platsbehovet kan reduceras med olika
tekniska lösningar.
Korrekt dimensionerade biologiska filter har miljömässiga fördelar eftersom de enbart släpper ut
vattenånga och koldioxid till atmosfären. Koldioxid bildas som en nedbrytningsprodukt både från
de gaser som renas och från omsättningen av själva filtermaterialet.
En biobädd uppnår reningsgrader på 50-95 % beroende på vilket ämne som behandlas (låg
reningsgrad vid icke vattenlösliga och hög vid vattenlösliga ämnen), och är bäst lämpad där
föroreningarna förekommer i så låga koncentrationer att annan teknik ställer sig mycket kostsam.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
Bedömning
3
Ett biofilter har en ”egenlukt” som vanligtvis uppgår till några hundra l.e./m . Detta medför att
vid för låga luktkoncentrationer så ger rening i biofilter ingen eller endast liten positiv effekt på
luktupplevelsen. Det befintliga biofiltret har visat sig fungera väl på anläggningen. Detta beror på
det förhållande att belastningen är förhållandevis låg samtidigt som filtret är inbyggt vilket medför att man kan en bra kontroll över statusen på anläggning och inte utsätter den för väder och
vind, Dessutom sker en regelmässig tillsyn av anläggningen.
Ett utökat biofilter skulle kunna fungera som en bra lösning.
6.1.4
Ozonisering
Ozon är tri-atomärt syre d.v.s.. O3.. Ozon framställs i generatorer som antingen bygger på metoder med UV-ljus eller en Corona-urladdning. Man utgår från torkad luft eller syrgas (O2) som
tillförs energi. Syremolekylen delas då upp i två stycken syreatomer. Syreatomerna förenar sig
därefter med en annan syremolekyl vilket gör att man får en molekyl innehållande tre syreatomer
dvs. ozon enligt följande:
3O2 + energi » 2O+2O2 » 2O3
Ozonmolekylen har en kraftig oxidationspotential vilket innebär att den lätt reagerar med andra
molekyler och bryter ner/omvandlar dessa. Livslängden för en ozonmolekyl varierar från några
minuter uppemot någon timme beroende på omgivningen (temperatur, tryck föroreningar osv.).
Ozon är ett toxiskt och mycket reaktivt ämne som effektivt oxideras förekommande luktämnen.
Ozon är dock så toxiskt att man måste vara försiktig vid dessa installationer så att man inte riskerar att utsätta personalen för förhöjda ozonhalter. För att få en effektiv funktion krävs ofta uppehållstider på flera sekunder vilket kan innebära långa kanaldragningar för erhålla denna volym.
Bedömning
ÅF har testat denna typ av utrustning och den fungerar väl under förutsättning att ozonaggregatet genererar ozon som tänkt. Det är dock svårt att anpassa ozongeneringen till en källa med
varierande belastning. Istället riskerar man ofta att överdosera. Tekniken skulle kunna vara tilllämpbar för hantering av förträngningsluften i samband med pumpning av externslam.
6.1.5
Jonisering
Jonisering innebär att man tillför en stor mängd joner till luften genom elektrisk urladdning.
Jonisering sker genom ett eller flera elektronrör beroende på luftmängden och typer av luktämnen som ska behandlas.
Detta ger enligt leverantören två effekter dels så laddas förekommande partiklar i luften, dels så
bildas syrekluster i luften. Att partiklarna laddas innebär att de lättare avskiljs från luften och
detta underlättar om man vill ha bort bakterier och liknande från luften. Detta torde ut luktsynpunkt enbart ha inverkan om lukten är partikelbunden.
Den andra effekten som kan uppkomma är att man får syrekluster som enligt tillverkarna har
högre oxidationspotential än obehandlad luft. Detta ger således den effekten att det sker viss
oxidation av i luften förekommande ämnen.
rapport mälarenergi_ufn.docx
20 (41)
RAPPORT
2013-01-21
Många joniseringsutrustningar genererar dessutom ozon som är ett kraftigt oxidationsmedel och
som naturligtvis påverkar effekten.
Jonisering används ofta för bättre inneluft i avloppsreningsanläggningar och i pumpstationer för
att reducera utsläppet av luktämnen till omgivningen.
Bedömning
ÅF har testat jonisering vid ett flertal tillfällen. Det som kan konstateras vid dessa studier är att
man ibland får en reduktion av lukten. Flera installationer som ÅF testat visar dock på dålig funktion. Där man uppnår luktavskiljning är ofta reduktionsgraden förhållandevis låg och varierande.
För att uppnå någon som helst effekt krävs förhållandevis lång uppehållstid (minuter). Detta
betyder att man får bäst användning av denna utrustning i slutna utrymmen (t.ex. pumpstationer) eller vid tillförsel till tilluften.
Metoden rekommenderas dock inte i detta sammanhang.
6.1.6
Oxidation (förbränning)
Vid förbränning oxideras de organiska ämnena i den förorenade luftströmmen till i huvudsak
koldioxid och vatten, (svavelföreningar oxideras till svaveldioxid). Oxidationen kan ske termiskt
eller katalytiskt. I det följande ges en beskrivning av förekommande teknik för de båda oxidationsmetoderna.
Vid termisk förbränning sker oftast oxidationen inom intervallet 750-1 000 °C. Termisk förbränning eller oxidation kan i detta sammanhang ske med flera olika metoder, dessa utgörs av:
rekuperativ termisk oxidation
regenerativ termisk oxidation (förbränningsväxlare)
Vid rekuperativ termisk oxidation bör uppehållstiden i förbränningszonen vara 0,3-1,5 sekunder för att uppnå erforderlig destruktion. Reningsgraden i anläggningen styrs av förbränningstemperatur, uppehållstid och blandningsförhållanden i brännkammaren.
För att nedbringa driftskostnaderna för sådana anläggningarna söker man återvinna så mycket
av det tillförda värmet som är tekniskt möjligt och ekonomiskt försvarbart. I konventionella rekuperativa anläggningar sker detta genom att den ingående förorenade luftströmmen värmeväxlas
i en luft/luftvärmeväxlare mot den utgående renade luftströmmen. Värmeväxlaren dimensioneras
ofta för en temperaturåtertagning på upp till ca 75 %. Temperaturen på ingående luft höjs då till
ca 550 °C. Ökningen av temperaturen till förbränningstemperaturen sker normalt med gas- eller
oljebrännare, men kan även ske elektriskt.
Ovan nämnda begränsning avseende värmeåtervinning i konventionella anläggningar kombinerat med de höga kostnaderna för denna typ av högtemperaturvärmeväxlare, har lett utvecklingen
fram till att det på marknaden idag finns flera typer av anläggningar med högre grad av värmeåtervinning än ovan beskrivna. Dessa anläggningar kallas regenerativa förbränningsväxlare
och värmeväxlingen sker inte genom konventionell värmeväxling utan genom ackumulering av
värme från utgående ström i keramiska material. Genom att luftströmmens riktning genom anläggningen regelbundet växlas kan detta värme återvinnas till upp mot 95 % för flertalet anläggningstyper.
rapport mälarenergi_ufn.docx
21 (41)
RAPPORT
2013-01-21
Flera olika systemlösningar finns idag på marknaden. I en typ av förbränningsväxlare utnyttjas en
keramisk bädd för värmeväxlingen. Grundprincipen för denna metod är att man i mitten av bädden upprätthåller en zon på nivån 800-1 000°C, vari en fullständig förbränning sker.
Erforderlig tillsatsenergi tillförs normalt via elektriska värmeelement eller gas (gasol eller naturgas) i mitten av bädden. Flödesriktningen genom bädden skiftas oftast ett par gånger per minut
och på ett sådant sätt att det vid förbränningen frigjorda värmet koncentreras till en zon i mitten
av bädden. Detta är möjligt eftersom bädden fungerar som en värmeväxlare med en mycket stor
yta. Denna stora yta i kombination med små energiförluster till omgivningen ger en hög temperaturverkningsgrad.
Reningseffektiviteten för en förbränningsväxlare av ovan nämnda typ garanteras av leverantören
till minst 95 %. Denna verkningsgrad är något lägre än vad som vanligen garanteras för konventionella förbränningsanläggningar. Orsaken till denna lägre reningsgrad har varit den dödvolym
(residualluft) som endast delvis eller inte alls upphettas i samband med växlingen av flödesriktningen. Detta problem kan idag delvis hanteras genom att residualluften förs in i en buffertbehållare för att under påföljande cykel successivt spädas in på tilluftsidan.
I de fall där högre krav på reningsgraden ställs, kan så kallade 3-bäddssystem utnyttjas. I dessa
system finns ytterligare en bädd med värmelagrande material. Denna utnyttjas för att även den
lilla luftmängd (residualluft) som förblir obehandlad i 2-bäddsystemen skall kunna renas. I dessa
system kan reningsgrader på > 99 % uppnås. Dessa konstruktioner är också mindre känsliga för
förekommande stoft.
Vid utnyttjande av förbränningsanläggningar finns alltid risken för brand och explosion. Om
halten av ingående oxiderbara ämnen i gasen ligger över undre explosionsgränsen, LEL, finns risk
för explosion.
Närvaron av stoft eller förhöjd temperatur sänker dessa värden. Vid lägre halter är regenerativ
oxidation att rekommendera.
Vid katalytisk oxidation sker oxidationen av de ingående föroreningarna vid en lägre temperatur än vid termisk oxidation. Katalysatorns funktion kan beskrivas med att den sänker erforderlig
aktiveringsenergi för oxidationsprocessen då de ingående organiska komponenterna adsorberas
på katalysatorytan. För att erhålla tillräcklig reningseffekt i dessa system erfordras en temperatur
om ca 250- 350 °C, något beroende på typ av förorening respektive katalysator. Genom oxidationen ökar temperaturen över katalysatormassan. Temperaturökningens storlek är proportionell
mot innehållet av värme i de brännbara komponenterna i den orenade luften.
Ur driftsekonomisk synpunkt är katalysatorns livslängd en av de kritiska faktorerna och leverantörer brukar garantera en livslängd om ca 10 000-15 000 driftstimmar. I kända applikationer kan
även längre livslängd garanteras.
För att begränsa energikostnaderna brukar man installera värmeväxlare på utgående rökgas för
förvärmning av ingående luft. Beroende på hur värmeåtertagningen sker skiljer man på konventionell rekuperativ katalytisk oxidation och regenerativ katalytisk oxidation i förbränningsväxlare.
Med konventionell utformning av den katalytiska oxidationen menas här att ingående luft förvärms av förbränningsluften i en luft/luft-värmeväxlare med temperaturåtertagningsförmåga om
50-75 %. Liksom vid termisk oxidation styrs graden av återtagning främst av ekonomiska faktorer.
Katalytisk oxidation i förbränningsväxlare innebär att man, på motsvarande vis som för en termisk förbränningsväxlare, utnyttjar en regenerativ värmeväxlare bestående av en keramisk bädd.
rapport mälarenergi_ufn.docx
22 (41)
RAPPORT
2013-01-21
23 (41)
Värmeåtertagningen kan i dessa system ökas till ca 95 %, med påföljden att driftskostnaden kan
nedbringas. En väl fungerande katalytisk oxidationsanläggning uppnår reningsgrader >95 %.
Katalytiska oxidationsanläggningar är vidare känsliga för framför allt lokala överhettningar, stoft
och katalysatorgifter. Som katalysatorgifter räknas ämnen som bland annat fosfor, silikon, klor,
svavel och tungmetaller. Förekomst av sådana ämnen kan radikalt reducera den faktiska livslängden.
Bedömning
Sammanfattningsvis kan konstateras att termisk oxidation kan användas om mycket höga lukthalter
förekommer med låga luftflöden. I dessa applikationer bedöms metoden vara alltför dyr i förhållande till
andra här diskuterade metoder.
6.1.7
UV-ljus/fotooxidation
Denna reningsmetod innebär att gasflödet som skall renas leds genom en kammare som är
upplyst med kortvågigt UV-ljus (100 - 280 nm). Under inverkan av UV-vågorna startas en nedbrytning av såväl oorganiska som organiska föroreningar i gasströmmen. Nedbrytningen sker
genom två slags mekanismer:
1.
Direkt fotolys: ämnen som absorberar bra i det använda våglängdsområdet (VOC, ammoniak, svavelväte, merkaptaner, aminer) kan brytas ner direkt under inverkan av UVstrålningen
2.
Oxidation genom reaktiva syreradikaler: ämnen som inte absorberar UV-ljus direkt, såväl
som nedbrytningsprodukter från fotolysreaktioner, kan vara möjliga att oxidera med
hjälp av högreaktiva syreradikaler. Dessa sistnämnda bildas ur syre närvarande i luftströmmen, enligt vissa reaktionsmekanismer. Vid dessa oxidationsreaktioner bildas koldioxid, vatten, kvävgas och svaveldioxid som slutprodukter.
Ofta installeras även aktiverat kol som den behandlade luften får passera. Kolet fungerar både
som en katalysator för oxidationsprocessen och reducerar dessutom kvarvarande ozon till syrgas.
Kolfiltret kan också adsorbera ämnen som inte oxiderats.
Bedömning
Metoden används idag såväl för att ta bort lukt, t.ex. vid bryggerier, sopsortering, avloppsreningsanläggningar, VOC vid lackeringsindustrier samt stekos från kök. Där ÅF testat metoden,
såväl i pilotskala som i fullskala, fungerar metoden mycket bra för reduktion av lukt vid kommunala vattenreningsanläggningar. Där metoden lyckas med att reducera luktnivåerna till låga
emissioner har fotooxidationsutrustningen kombinerats med ett aktiverat kolfilter.
6.2
Slutsatser reningsteknik
För att lyckas reducera luktemissioner från anläggningen behöver man komma ned till låga lukthalter efter behandling i en reningsutrustning. De flesta av de på marknaden förekommande
reningsutrustningarna medger inte reduktion av lukt ned till dess låga nivåer. De metoder som
ger denna tydliga reduktionsgrad är enligt ÅF begränsat till fotooxidation kombinerat med aktiverat kolfilter samt möjligen katalytiskt aktiverat kol. I det följande lämnas en sammanställning
över teknikvärdering i denna applikation.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
Utvärdering av reningstekniker – sammanställning
Metod
Teknisk
möjlig
Reningsgrad
Kommentar
1. Absorption
a. Rent Vatten
Nej
Effekten osäker genererar förorenat vatten
b.
Kemisk
tillsats
Ja/Tveksa
m
Effekten otillräcklig
c. Organisk
Vätska
Nej
Fungerar inte
d.
Bioskrubber
Nej
Effekt otillräcklig
2. Adsorption
I kombination med annan teknik
a.
Utbytessystem
Ja
b.
Regenerativt system
Nej
>95%
Eventuellt med impregnerat filter/Tillsammans med fotooxidation
3. Biofilter
Ja
>90 %
Befintligt filter fungerar bra
4. Ozonisering
Ja
>90 %
Hantering av förträngningsluft externslamhantering. Obs. Mycket toxiskt
5. Jonisering
Nej
Effekt osäker
Rekommenderas inte
6. Katalytisk oxidation
Tveksam
Känslig katalysator
Katalysatorn känslig för svavelföreningar,
rekommenderas inte
7. Termisk Oxidation
Ja
a. Rekuperativ
Ja
<99 %
Lämplig för mycket höga koncentrationer
och låga flöden. Alternativen torde vara
bättre.
b.
Regenerativ
Nej
> 95 %
För hög kostnad
8. Fotooxidation
Ja
Etablerad i
denna applikation
Ger låga resthalter i kombination med
kolfilter
9. Förhöjd skorstenshöjd
Ja
Förbättrar
situationen
Kostnadseffektiv
I de aktuella applikationer som förekommer vid en kommunal reningsanläggning med biogasproduktion finns idag ett stort antal olika typer av reningstekniker installerade. De typer som
tidigare dominerat har varit kemisk skrubber samt biofilter. Idag ser man även många installationer av jonisering samt filter med aktiverat kol, såväl konventionell aktiverat kol som impregnerat
kol. Under senare tid har även fotoxidation i kombination med kolfilter vunnit en större marknadsandel.
rapport mälarenergi_ufn.docx
24 (41)
RAPPORT
2013-01-21
De metoder som främst rekommenderas för att reducera emissionen från de här aktuella applikationerna är biofilter av liknande slag som idag finns installerat, samt fotooxidation i kombination med aktiverat kolfilter där ÅF har tillgång till dokumenterad goda erfarenheter av teknikerna.
För att åtgärda emissionen från externslamhanteringen rekommenderas i första hand återföring
av förträngningsluften till tankbil alternativt kolfilter, eller möjligtvis ozonisering. Dessutom rekommenderas möjligheten att förhöja utsläppspunkten med hjälp av högre skorsten.
7
Genomförda spridningsberäkningar
För att klargöra vilken effekt olika åtgärder har i omgivningen har spridningsberäkningar genomförts. Ansvarig för dessa beräkningar har varit Leif Axenhamn, Sweco. Resultatet från dessa beräkningar redovisas i sin helhet i Bilaga 2 till denna utredning.
7.1
Använda vinddata
I följande figur redovisas vindrosen över Västerås som använts vid de nu genomförda spridningsberäkningarna.
Figur 7-1
Vindros för Västerås
rapport mälarenergi_ufn.docx
25 (41)
RAPPORT
2013-01-21
26 (41)
Vindrosen beskriver de meteorologiska vindförhållandena 15 m ovan marknivå. Den är baserad
på vindstatistik för åren 2005-2009 och omfattar 43 824 timmedelvärden. Medelvindhastigheten
över perioden är 3,7 m/s. Som framgår av ovanstående figur är de helt förhärskande vindriktningarna mellan väst och syd.
7.2
Genomförda beräkningar
För att beskriva dels dagens situation vad gäller luktbelastningen i omgivningen, dels vilken
effekt olika åtgärder och kombinationer av åtgärder ger i omgivningen har flera beräkningar
utförts i syfte att beskriva dessa scenarier.
I följande tabell redovisas de beräkningar som utförts.
Figur 7-2
Genomförda spridningsberäkningar
Beräkning
Beskrivning
Åtgärd
Total emission (l.e./h)
Scenario 00
Dagens situation inklusive bidrag från externslamhantering
Ingen
380*10
Scenario 0
Dagens situation. Frånluft från
externslam åtgärdat
Återluftning,
alternativt kolfilter
35*106
Scenario 1
Scenario 0 +att FF1 + Slamförråd åtgärdas och emitteras via
befintlig skorsten om ca 17,5 m
Biofilter alternativt fotooxidation.
Resthalt 300
3
l.e./m
8
13*10
Scenario 2
Scenario 1 + tätning av försedimentering, avventilering av ca
3
10 000 m /h, uppsamling av luft
till rening och därefter till skorsten om ca 17,5 m intill befintlig
skorsten
Biofilter alternativt fotooxidation.
Rest halt 150
3
l.e./m
9
9,5*10
11
9,5*106
6
6
10
Scenario
3
Scenario 2 med 30 m skorsten
Som ovan med 30
m skorsten
12
Scenario
4
Scenario 2 med 50 m skorsten
Som ovan med 50
m skorsten
9,5*10
Scenario 3 på 26 m höjd
Scenario 3 med 30 m skorsten.
Receptorhöjd 26 m.
Enligt Scenario 3
9,5*10
Scenario 4 på 26 m höjd
Scenario 3 med 50 m skorsten.
Receptorhöjd 26 m.
Enligt Scenario 4
9,5*10
6
6
Det kan nämnas att vid bedömning av utsläppet av luktämnen efter rening har en medelhalt om
3
mellan 150 och 300 l.e./m valts, något beroende på vilken process som avses och ingående
medelkoncentration. Dessa nivåer är i paritet med den bästa tekniken ÅF varit i kontakt med för
avskiljning av luktämnen från denna typ av verksamhet.
rapport mälarenergi_ufn.docx
6
6
RAPPORT
12.1
2013-01-21
27 (41)
Tolkning av resultat från spridningsberäkningarna
De framräknande värdena utgör de maximala, det vill säga de beskriver var de högsta halterna
förekommer som 99–percentil. Detta innebär att under 99 % av tiden underskrids värdena medan de överskrids i en procent av tiden. För att korrigera mot näsans momentana reaktioner har
tidsupplösningen korrigerats till en-minutsmedelvärden.
Man kan i sammanhanget fråga sig vilka luktnivåer i omgivningen man då skall välja att jämföra
mot i dessa beräkningar. Ofta sätts krav på verksamheter i samband med miljögodkännande eller
vid tillsyn av lokala myndigheter såväl i Norge som i andra länder.
Vare sig i Norge eller i Sverige finns dock några generella regler för lukt från olika verksamheter. I
Sverige använde man fortfarande uttalande från Naturvårdsverket från början på 1980-talet som
säger att ”klagomål på lukt förekommer om lukttröskeln överskrider en eller ett par procent av
tiden”. Därför har man i Sverige under många år diskuterat luktfrekvenser. Det man kan notera är
att de förhållanden som rådde i början av 1980-talet har ändrats. Idag förekommer klagomål vid
lägre luktfrekvenser än vad man då ansåg vara acceptabel nivå.
I Danmark däremot används generella gränsvärden vad gäller acceptabel maximal luktkoncentration vid bostäder. Enligt den danska vägledningen (Miljöstyrelsen, 1985, Begrensning af lugtgener
fra virksomheter) skall skorsten och/eller reningsåtgärder utformas så att maximala koncentrationer av luktande ämnen (som minutmedelvärden) inte överskrider en nivå om 5-10 gånger lukttröskeln, dvs. 5-10 l.e./m3.
I industriområden kan under vissa omständigheter högre koncentrationer accepteras. I andra
länder använder man liknande begränsningar. I följande tabell redovisas några exempel på detta.
Tabell 7-1
Omgivningsgränsvärden för lukt
Område/region/land
Omgivningsgränsvärde
3
(l.e./m )
Medelvärdestid
Percentil
Danmark
5 - 10
En minut
99
Allegheny Waste Water
Treatment Plant
4
Två minuter
-
Auckland, New Zeeland
2
En sekund
99,9
San Diego WWTP
5
Fem minuter
99,5
Tyskland
1
En timme
99,9
Holland
1-5
En timme
98
Hong Kong
5
5 sekunder
-
Taiwan
50
-
-
Enligt uppgift har man även i Norge använt liknande omgivningsvärden i konkreta fall. Här har
förekommit att dåvarande SFT (Norges motsvarighet till Naturvårdsverket) lämnade immissions3
3
gränsvärden om 5 l.e./m vid bostadsområden och 10 l.e./m för industriområden.
Trots detta kommer dock grannarna att kunna förnimma lukt vid dessa nivåer. Praktiska erfarenheter från luktmätningar, utförda spridningsberäkningar och korrelationer av resultaten visar på
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
28 (41)
3
att närboende upplever luktfrihet först när haltnivån underskrider 0,2-0,5 l.e./m vid en minuts
samplingstid. Detta har sannolikt att göra med att luktupplevelsen är momentan och väsentligt
kortare än en minut.
Av denna anledning har denna utredning fokuserat på resultat från spridningsberäkningar som
3
innebär att högsta omgivningshalt underskrider dessa nivåer, det vill säga 0,2-0,5 l.e/m .
12.2
Resultat
I det följande presenteras resultat från de utförda spridningsberäkningarna.
12.2.1
Dagens situation Scenario 00 och Scenario 0
I följande figur redovisas dagens luktsituation kring anläggning. De angivna värdena avser maximala luktnivåer i omgivningen redovisade som 99 %-il halter av minutmedelvärden. Samtliga
utsläpp inom anläggningen är medräknade.
Figur 7-3
Resultat spridningsberäkning nuvarande situation värsta tänkbara scena6
rio (Scenario 00). Emission ca 380*10 le/h.
Ovanstående beräkning avser en situation där pumpning av externslam sker, vilket ger höga
3
omgivningsbidrag. Vid dessa förhållanden uppnås en högsta luktnivå om 7 l.e./m ca 200 m från
3
3
anläggningen och 14 l.e./m ca 100 m och upp till ca 20 l.e./m ca 50 m från anläggningen.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
Dessa driftsförhållanden är dock mycket ovanliga och ger inte en rättvis bild över den faktiska
situationen. För detta behöver man genomföra motsvarande beräkning utan bidraget från externslamhanteringen.
En sådan beräkning redovisas i följande figur:
Figur 7-4
Resultat spridningsberäkning nuvarande situation utan bidrag från ex6
ternslam. Emission ca 39*10 l.e./h
Som framgår av ovanstående figur erhålles väsentligt lägre halter vid denna beräkning. Vid dessa
3
3
förhållanden uppnås en högsta luktnivå om 5 l.e./m ca 200 m från anläggningen och 8 l.e./m ca
3
100 m och upp till ca 10 l.e./m ca 50 m från anläggningen. Dessa driftsförhållanden är att betrakta som mer normala.
Sammanfattningsvis kan man då konstatera att tydlig lukt kan kännas kring anläggningen innanför en radie om ca 200 m.
12.2.2
Scenario 1 Efter rening av utsläpp från Slamförråd och FF1 samt anslutning
till befintlig skorsten
Om man behandlar de förhållandevis luktstarka frånluftsströmmarna från Slamförråd och FF1,
och efter behandlingen emitterar den renade luften till den befintliga skorstenen om ca 17 m
höjd erhålles följande resultat.
rapport mälarenergi_ufn.docx
29 (41)
RAPPORT
Figur 7-5
2013-01-21
30 (41)
Resultat spridningsberäkning Scenario 1 efter åtgärder för FF1 och slam
6
lager. Emission ca 13*10 l.e./h
Enligt ovanstående figur erhålles lägre halter vid denna beräkning. Vid dessa förhållanden upp3
3
nås en högsta luktnivå om 3 l.e./m ca 200 m från anläggningen och 5 l.e./m ca 100 m och upp
3
till ca 6 l.e./m ca 50 m från anläggningen.
12.2.3
Scenario 2. Scenario 1 samt tätning av försedimentering samt behandling
av frånluften från denna verksamhet.
3
Om man tätar försedimenteringen, avventilerar denna med ca 10 000 m /h, samlar upp luften
och behandlar denna i luktavskiljningsutrustning samt därefter leder luften till skorsten om
ca 17,5 m intill befintlig skorsten erhålles följande resultat.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
Figur 7-6
2013-01-21
Resultat spridningsberäkning Scenario 2 efter att också åtgärder för för6
sedimenteringen genomförts. Emission ca 10*10 l.e./h.
Enligt ovanstående figur erhålles väsentligt lägre halter vid denna beräkning. Vid dessa förhål3
3
landen uppnås en högsta luktnivå om 0,7 l.e./m ca 200 m från anläggningen och 0,9 l.e./m
3
ca 100 m och upp till ca 1,2 l.e./m ca 50 m från anläggningen.
Således kan lukt förnimmas ända ut till 200 m avstånd från anläggningen - dock i mindre utsträckning efter täckning av försedimenteringen.
12.2.4
Scenario 3 (åtgärder enligt Scenario 2 med 30 m skorsten)
Om man utöver reningstekniska åtgärder för FF1, Slamförrådet och Försedimenteringen emitterar den renade luften tillsammans med den renade luften från befintligt biofilter på en höjd om
30 m erhålles följande resultat.
rapport mälarenergi_ufn.docx
31 (41)
RAPPORT
Figur 7-7
2013-01-21
Resultat spridningsberäkning Scenario 3 efter att all behandlad luft emit6
teras via en 30 m hög skorsten. Emission ca 10*10 le/h.
Enligt ovanstående figur erhålles väsentligt lägre halter vid denna beräkning. Vid dessa förhål3
3
landen uppnås en högsta luktnivå om 0,3 l.e./m ca 200 m från anläggningen och 0,6 le/m
3
ca 100 m och upp till ca 0,9 l.e./m ca 50 m från anläggningen.
Således kan man efter dessa åtgärder konstatera att det utanför radien 200 m är luktfritt. Detsamma gäller i princip även för avståndet 100 m. Däremot kan lukt förnimmas på avståndet
50 m.
12.2.5
Scenario 4 (åtgärder enligt Scenario 2 med 50 m skorsten)
Om man utöver reningstekniska åtgärder för FF1, Slamförrådet och Försedimenteringen emitterar den renade luften tillsammans med den renade luften från befintligt biofilter på en höjd om
50 m erhålles följande resultat.
rapport mälarenergi_ufn.docx
32 (41)
RAPPORT
Figur 7-8
2013-01-21
Resultat spridningsberäkning Scenario 4 efter att all behandlad luft emit6
teras via en 50 m hög skorsten. Emission ca 10*10 l.e./h.
Enligt ovanstående figur erhålles endast marginellt lägre halter vid denna beräkning jämfört med
3
Scenario 3. Vid dessa förhållanden uppnås en högsta luktnivå om 0,3 l.e./m ca 200 m från an3
3
läggningen och 0,5 l.e./m ca 100 m och upp till ca 0,8 l.e./m ca 50 m från anläggningen.
Således kan man efter dessa åtgärder konstatera att det 200 m från reningsverket är luktfritt.
Detsamma gäller även för avståndet 100 m. Däremot kan man inte utesluta att lukt kan förnimmas på avståndet 50 m.
Som framgår av beräkningarna för Scenario 3 och Scenario 4 är skillnaden i resultat litet mellan
30 m och 50 m hög skorsten. Detta betyder att en högre skorsten än 30 m inte har någon egentlig effekt på luktsituationen kring anläggningen. Vill man reducera lukten kring anläggningen
mer behöver man minska de marknära utsläppen ytterligare.
12.2.6
Effekten på högre höjd (26 m)
De planerade fastigheterna kring anläggningen kommer att ha en byggnadshöjd om ca 26 m.
Beroende på hur fastigheterna utformas med balkonger luftintag etc. kan luktsituationen på
högre höjd ha betydelse för planarbetet.
Av denna anledning har spridningsberäkningar utförts på höjden 26 m för Scenario 3 (30 m
skorsten) samt Scenario 4 (40 m skorsten).
För Scenario 3 erhålles följande resultat:
rapport mälarenergi_ufn.docx
33 (41)
RAPPORT
Figur 7-9
2013-01-21
Resultat spridningsberäkning Scenario 3 (30 m skorsten) på en receptorhöjd om 26 m. Emission ca 10*106 l.e./h.
3
På 26 m höjd erhålles en högsta luktnivå om 0,4 l.e./m ca 200 m från anläggningen och
3
3
0,7 l.e./m ca 100 m och upp till ca 1,3 l.e./m ca 50 m från anläggningen. Således är lukthalten
högre på 26 m höjd än vad man upplever vid markplan om en 30 m skorsten installeras .
För en 50 m hög skorsten erhålles följande resultat:
Figur 7-10
Resultat spridningsberäkning Scenario 4 (50 m skorsten) på en receptor6
höjd om 26 m. Emission ca 10*10 l.e./h
rapport mälarenergi_ufn.docx
34 (41)
RAPPORT
2013-01-21
35 (41)
3
På 26 m höjd erhålles en högsta luktnivå om 0,15 l.e./m ca 200 m från anläggningen och
3
3
0,17 l.e./m ca 100 m och upp till ca 0,17 l.e./m ca 50 m från anläggningen.
Med en 50 m hög skorsten är risken för lukt liten och man torde kunna betrakta alla tre avstånden som luktfria på en höjd om 26 m vid en 50 m hög skorsten.
12.3
Sammanfattning av resultat
I följande diagram sammanfattas resultaten från spridningsberäkningarna i tabellform.
Tabell 7-2
Beräkning
Sammanfattning av beräkningsresultat på de efterfrågade avstånden från
anläggningen
Åtgärd
Emission
Receptorhöjd
l.e./h
m
50 m
100 m
200 m
2
20
14
7
6
Resultat
Scenario 00
Ingen
380*10
Scenario 0
Extern slamhantering löst
39*10
6
2
10
8
5
Scenario 1
Slamförråd+FF1
åtgärdat
13*10
6
2
6
5
3
Scenario 2
Scenario 1+täckning
och rening av försed.
10*10
6
2
1,2
0,9
0,7
Scenario 3
Scenario 2+30 m
skorsten
10*106
2
0,9
0,6
0,3
Scenario 4
Scenario 2+50 m
skorsten
10*10
6
2
0,8
0,5
0,3
Scenario 3
Scenario 2+30 m
skorsten
10*10
6
26
1,3
0,7
0,4
Scenario 4
Scenario 2+50 m
skorsten
10*106
26
0,17
0,17
0,15
I ovanstående tabell redovisas de högsta framräknade resultaten på 50, 100 respektive 200 m
avstånd från anläggningen. De flesta beräkningarna avser situationen på markplan (två m höjd
ovan mark) medan de två sista beräkningarna visar på luktsituationen på 26 m höjd, vilket motsvarar högsta planerade våningen.
13
Översiktlig kostnadsbedömning
Som framgår av ovanstående sammanställning över resultaten från genomförda spridningsberäkningar har ett flera spridningsberäkningar genomförts i syfte att finna den optimala lösningen
när det gäller luktåtgärder.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
36 (41)
I kostnadsberäkningen har fokus legat på att identifiera de åtgärder som möjliggör att luktfrihet/
nära luktfrihet kan uppnås på ett avstånd om 100 m från anläggningen. Att utreda åtgärder som
möjliggör luktfrihet på kortare avstånd från anläggningen synes alltför kostsamt.
Med utgångspunkt från den utförda genomgången av tänkbara åtgärder samt de spridningsberäkningar som genomförts har således följande kombination av åtgärder utretts översiktlig vad
gäller kostnader:
•
•
•
•
Scenario 1: Rening av FF1 + Slamförråd samt anslutning till befintlig skorsten.
Scenario 2: Scenario 1 + täckning av försedimentering samt rening av luften
Scenario 3: Scenario 2 + 30 m skorsten
Scenario 4: Scenario 2 + 50 m skorsten
13.1
Förslag till avskiljningsutrustning
Vad gäller val av utrustning har tre leverantörer kontaktas. Två leverantörer föreslår fotooxidation
med efterföljande aktiverat kolfilter varav den ena leverantören föreslår att endast behandla den
mest förorenade luftströmmen (FF1 + Slamförråd) med kombinationen fotooxidation och kolfilter medan det mesta av luften (försedimenteringen) endast behandlas med kolfilter. En leverantör föreslår ett biofilter av samma typ som redan finns installerat på anläggningen. Behandlad
lukt skall understiga 250-300 l.e./m3.
13.2
Dimensionerande förutsättningar för luktbegränsande
åtgärder
Vid de grova kostnadsbedömningar som gjorts inom ramen för denna studie har i kontakter med
leverantörer följande dimensionerande underlag använts.
Tabell 13-1
Dimensionerade underlag
Parameter
Scenario 1 (FF1 + Slamförråd)
Scenario 2 (Försedimentering)
5 - 20
5 - 20
1 600
10 000
Medelhalt [l.e./m ]
10 000
500
Driftstid [h/år]
8 700
8 700
o
Temperatur [ C]
3
Gasflöde [m /h]
3
Medelemission (l.e./h)
14*10
Förväntad konc. efter
3
rening [l.e./m ]
300
6
I det följande presenteras förslagen för de olika åtgärderna.
rapport mälarenergi_ufn.docx
5*10
250
6
RAPPORT
13.3
2013-01-21
Beräkningsförutsättningar
Vid kostnadsberäkningar har anbud från leverantörer använts som underlag tillsammans med
följande antaganden:
•
Vid beräkning av investeringskostnaderna har schablonmässiga påslag
för projektering/administration respektive oförutsett med 10 % respektive 15 % gjorts.
•
För beräkning av kapitalkostnaden har här utnyttjats 8 års avskrivning
och 6 % internränta vilket innebär en annuitet om ca 16 %.
•
För beräkning av underhållskostnaden har ca 3 % av investeringskostnaden ansatts.
•
Elpriset har ansatt till 1,0 SEK/kWh
•
Driftstiden har ansatts till ca 8 700 h vid fullt lovgiven produktion.
•
För posten kringinvestering och rördragning har schablonmässiga kostnader per meter
rör använts.
13.4
Resultat
Investeringskostnaden för de olika studerade alternativen redovisas i nedanståendeTabell 13-2.
Scenario 1 redovisar kostnaden för en reningsutrustning bestående av fotooxidation +aktiverat
kolfilter för den samlade luften från FF1 och slamförråd i enlighet med tabell 8-1 ovan.
Scenario 2 redovisar kostnaden för omhändertagande av luft från försedimenteringen. Detta
betyder att kostnaden för täckning av bassängerna utgör en stor post. För detta fall presenteras
två olika tekniker för rening av luften:
•
•
A som innebär rening med fotooxidation samt aktiverat kolfilter
B som innebär nytt biofilter av samma slag som idag finns installerat. Detta alternativ
omfattar också en byggnad av samma slag som idag rymmer det befintliga biofiltret
Scenario 3 innebär att man ökar utsläppshöjden med en skorsten om 30 m till anläggningen i
övrigt gäller förhållanden enligt Scenario 2.
Scenario 4 innebär att man ökar utsläppshöjden med en skorsten om 50 m till anläggningen i
övrigt gäller förhållanden enligt Scenario 2.
Det bör betonas att de angivna kostnaderna är indikativa och kan inte utgöra underlag för framtida beslut då kostnader för täckning av bassängen och andra tillkommande kostnader inte är
med i kalkylen överhuvudtaget. Därför bör en mer detaljerad förstudie genomföras där kostnaderna mer exakt kan anges.
rapport mälarenergi_ufn.docx
37 (41)
RAPPORT
Tabell 13-2
2013-01-21
38 (41)
Beräknade investeringskostnader, (kSEK)
Åtgärd
Scenario 1
Scenario 2
Scenario 3
Scenario 4
A
B
A
B
A
B
Huvudutrustning inkl.
instrumentering och
skorsten
250
1050
2 100
1 280
2 250
2 050
3 100
Täckning av bassänger
-
10 000
10 000
10 000
10 000
10 000
10 000
Byggnad kring biofilter
-
-
2 500
-
2 500
-
2 500
Kringinvesteringar,
rördragning etc.
100
1 500
1 500
1 500
1 500
1 500
Summa
350
12 550
16 100
12 800
16 250
13 550
17 100
Projektering (10 %)
35
1 250
1 600
1 280
1 630
1 360
1 710
Oförutsett (15 %)
50
1 900
2 400
1 900
2 400
2 000
2 570
Total investering
450
15 700
20 100
16 000
20 300
17 900
21 400
Årlig kapitalkostnad
72
2 500
3 200
2 600
3 250
2 700
3 400
1 500
Som framgår av ovanstående tabell innebär reningsåtgärder enligt Scenario 1 en investeringskostnad om ca 450 kSEK. Här utgör källorna två mekaniskt ventilerade utsläpp med lågt flöde
som förhållandevis enkelt kan åtgärdas.
Att åtgärda lukt från försedimenteringen (Scenario 2) innebär dels täckning av bassängerna samt
avluftning och överledning till reningsutrustning för detta. För fallet att man använder ett biofilter tillkommer investeringskostnad för byggnad kring filtret. Beroende på val av tekniklösning för
rening kommer investeringskostnaden att hamna på nivån 15 - 22 MSEK, där täckningskostnaden av bassänger dominerar. Kostnaden för en skorsten kan komma att uppgå till ca 1 MSEK
(50 m) (Scenario 4) exklusive fundament.
Det betyder att den årliga kapitalkostnaden kan beräknas till mellan 2,5-3,4 om man åtgärdar
försedimenteringen. Variationen består av vilken total tekniklösning man väljer.
I följande tabell har de rörliga kostnaderna beräknats.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
Tabell 13-3
2013-01-21
39 (41)
Beräknade driftskostnader (kSEK)
Åtgärd
Scenario 1
Scenario 2
Scenario 3
Scenario 4
A
B
A
B
A
B
Service/underhåll
(kSEK)
10
380
480
380
490
410
510
Energi el (kSEK)
50
150
130
150
130
150
130
Övrigt (kSEK)
30
145
50
145
50
145
50
Total driftskostnad
(kSEK)
90
675
660
675
670
705
690
Total årskostnad
160
3 180
3860
3 280
3 900
3 400
4 100
Som framgår av ovanstående tabell är driftskostnaden för att öka rena utsläppen enligt Scenario 1 ca 90 kSEK vilket medför en total årskostnad om ca 160 kSEK för detta alternativ.
Att också åtgärda försedimenteringen innebär en väsentligt högre driftskostnad mellan 650700 kSEK oberoende vilken teknisk lösning man väljer. Den totala årskostnaden för Scenario 2, 3
och 4 hamnar inom intervallet 3 200 kSEK och 4 100 kSEK. Ökningen av skorstenshöjden från 30
m till 50 m (Scenario 3 och Scenario 4) påverkar årskostnaden förhållandevis litet.
14
Diskussion
Inom ramen för den nu genomförda luktutredningen kan konstateras att den totala emissionen
6
av luktämnen från anläggningen är ca 35*10 l.e./h, om man bortser från vad som genereras med
förträngningsluften då man pumpar in externslam. Adderas denna aktivtet kan emissionsnivåer
6
på upp till 380*10 l.e./h erhållas.
Om man jämför emissionen från Mälarenergis anläggning med luktemissionen från andra reningsverk i Sverige och Norge där motsvarande kartläggning genomförts kan man notera att
nivån är lägre än vad man kan förvänta sig i luktutsläpp i relation till storleken av verket.
Adderar man bidraget från externslamhanteringen erhålles dock en nivå väsentligt högre än från
motsvarande anläggningar. Detta torde dock enkelt kunna åtgärdas genom antingen återföring
av förträngningsluft till tankbil eller genom installation av enkelt kolfilter då flödet är litet.
Vidare noteras att man sedan ett antal år har haft ett effektivt biofilter installerat på anläggningen för avskiljning av lukt från grovrens och sandfilter samt slamförtjockare. Trots en förhållande3
vis låg belastning motsvarande en luktkoncentration till biofiltret om ca 1 700 le/m uppnås en
3
avskiljningsgrad om 91 % och en utgående halt om ca 150 le/m . Detta är en viktig orsak till de
redan idag låga luktemissionerna från reningsverket.
I syfte att optimera valet av åtgärder har flera spridningsberäkningar utförts för att simulera olika
scenarier. Vid val av åtgärder har huvudinriktningen varit att kombinera ökad skorstenshöjd med
en kraftfull reduktion av utsläppen.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
40 (41)
Några omgivningsriktvärden för lukt finns inte framtagna i Sverige. Av denna anledning har den3
na utredning sneglat på de danska rikvärderna om 5–10 l.e./m räknat som 99-% il av minutmedelvärden. Praktiska erfarenheter från luktmätningar, utförda spridningsberäkningar och korrelationer av resultaten visar på att närboende upplever luktfrihet först när haltnivån underskrider
3
0,2-0,5 l.e/m vid en minuts samplingstid. Detta har sannolikt att göra med att luktupplevelsen är
momentan och väsentligt kortare än en minut.
Av denna anledning har målsättningen varit att underskrida dessa nivåer i omgivningen eftersom
underlaget från denna utredning skall användas i planarbete för planering av nya bostäder kring
anläggningen.
I följande tabell sammanfattas resultaten från den nu genomförda utredningen.
Tabell 14-1
Beräkning
Sammanställning av utredningsresultat
Åtgärd
Emission
Investeringskostnad
Resultat
l.e./h
MSEK
50 m
100 m
200 m
-
20
14
7
Scenario 00
Ingen
380*106
Scenario 0
Extern slamhantering löst
36*10
6
-
10
8
5
Scenario 1
Slamförråd+FF1
åtgärdat
13*10
6
0,45
6
5
3
Scenario 2
Scenario 1+täckning
och rening av försed.
10*106
16 - 20
1,2
0,9
0,7
Scenario 3
Scenario 2+30 m
skorsten
10*10
6
16 – 20
0,9
0,6
0,3
Scenario 4
Scenario 2+50 m
skorsten
10*10
6
18 - 22
0,8
0,5
0,3
I ovanstående figur redovisas de högsta framräknade resultaten på 50, 100 respektive 200 m.
Som framgår av ovanstående tabell kan man med utgångspunkt från den nu genomförda luktkartläggningen konstatera att en tydlig lukt kan förnimmas på samtliga studerade avstånd från
anläggningen. Även efter det att man åtgärdat omhändertagandet av förträngningsluften från
externslamhanteringen (Scenario 0).
Om man minskar emissionerna från Slamförråd och FF1 (Scenario 1) med förhållandevis liten
insats vad gäller investeringen kan omgivningshalterna i det närmaste halveras på de studerade
avstånden. Trots detta kan man notera att tydlig lukt kan förnimmas på de studerade avstånden.
Om man också genomför åtgärder för att minska utsläppen från försedimenteringen (Scenario 2), som utgör det enskilt största luktutsläppet i marknivå, reduceras nivån väsentligt. Åtgärder
innebär investeringar i nivå 15-20 MSEK. Trots den höga investeringen är det inte tillräckligt för
att uppnå luktfrihet kring anläggningen, det vill säga lukthalter < 0,5 l.e./m3.
rapport mälarenergi_ufn.docx
RAPPORT
2013-01-21
För att ytterligare minska lukten kring anläggningen måste de presenterade åtgärderna även
kombineras med en högre utsläppspunkt av den behandlade luften. Med en 30 m hög skorsten
(Scenario 3) erhålles vad man kan betrakta som i det närmaste luktfrihet på ett avstånd om
100 m från anläggningen.
3
För att komma ned till luktfrihet (≤ 0,5 l.e./m ) på ett avstånd om 100 m vid såväl marknivå som
vid högsta våning (26m) krävs dock en skorsten 50m (Scenario 4).
Ytterligare förhöjning av skorsten ger endast begränsad effekt i marknivå eftersom kvarvarande
källor i markplan då avgör luktbidraget närmast kring anläggningen.
Att genomföra ytterligare täckning av bassänger innebär ytterligare höga investeringskostnader.
Dessutom krävs sannolikt ombyggnad av slamutlastning.
Av denna anledning föreslår ÅF att man genomför åtgärder enligt Scenario 4 så att man uppnår
luktfrihet på ett avstånd om 100 m från anläggningen.
Som framgår av ovanstående sammanställning kan man reducera utsläppen från verksamheten
ned till sådana nivåer att risken för luktklagomål kan minimeras på ett avstånd ned till 100 m från
anläggningen under normala produktionsbetingelser.
Vad gäller tranport av slam är det viktigt att detta sker med täckta fordon och att dessa är rengjorda och inte i sig bidrar med någon luktspridning. Vidare bör man naturligtvis se över risken
för oplanerade händelser som kan påverka luktutsläppen från verksamheten. Ofta kan sådana
incidenter vara tillräckliga för att starta en debatt kring lukt och därmed påverka opinionen negativt.
------------------------------------------------------
rapport mälarenergi_ufn.docx
41 (41)