Oddziaływanie na środowisko spalarni odpadów

Spalanie odpadów od lat budzi wiele kontrowersji oraz protestów społecznych. Protesty te, wystąpiły praktycznie we wszystkich krajach Europy, a nasiliły się szczególnie w latach 80. i 90. ubiegłego wieku, a ich organizatorom udało się niejednokrotnie zablokować budowę spalarni odpadów. Pomimo ponad 130-letnich doświadczeń w spalaniu odpadów na skalę przemysłową (pierwsza spalarnia odpadów komunalnych powstała 1875 roku w Anglii), i co najmniej 30-letnich na skalę masową, w dalszym ciągu budzi ono obawy wielu ludzi, w szczególności w zakresie oddziaływania emisji zanieczyszczeń z procesu spalania odpadów na ludzi i środowisko.

Jednym z koronnych argumentów przeciwko budowie spalarni odpadów jest emisja dioksyn do atmosfery z procesu spalania odpadów. Wielokrotnie powtarzany jest argument o istotnym zagrożeniu dla zdrowia i życia oraz stanu środowiska stwarzanym przez dioksyny, które uważane są za jedne z najniebezpieczniejszych i najsilniejszych trucizn znanych człowiekowi. Jeżeliby wierzyć tej argumentacji to w licznych, bogatych krajach Unii Europejskiej (Niemcy, Holandia, Dania, Szwecja czy Szwajcaria) i w Japonii, gdzie funkcjonuje bardzo wiele spalarni odpadów, a większość odpadów komunalnych jest unieszkodliwiana termicznie, liczba ludności powinna zbliżać się do zera, a stan środowiska nie powinien pozwalać na zamieszkiwanie na tym terenie. Rzeczywistość jest oczywiście inna, wymienione kraje należą do czołówki w zakresie ochrony środowiska, a obowiązujące tam przepisy w zakresie ochrony środowiska stanowią wzór w tym zakresie. Polska zaś z trudem, kosztem wielu miliardów euro będzie dopiero dostosowywać stan środowiska do standardów unijnych w tym zakresie. Na początku lat 90. w Europie (w krajach UE oraz Szwajcarii i Norwegii) pracowały 443 spalarnie odpadów komunalnych (Rijpkema 1993). Spalały one ok. 39,2 mln Mg odpadów (ok. 22% całości). Natomiast w roku 2000 było ich 354, spalających ok. 50,3 mln Mg odpadów (ok. 27% całości) w większości nowych, wybudowanych w latach 90., bądź gruntownie w tym okresie zmodernizowanych, o znacznie większej wydajności niż w poprzednim okresie (Whiting 2000, ISWA 2002, UBA 2003). Przykładowo średnia wielkość spalarni odpadów komunalnych w 1990 roku wynosiła ok. 88 000 Mg/a, zaś w 2000 roku już 177 000 Mg/a. W Polsce w 2001 roku została uruchomiona pierwsza spalarnia odpadów komunalnych o wydajności ok. 44 000 Mg/a. Jest ona jak na europejskie warunki niewielka, gdyż największa spalarnia odpadów na świecie (w Rotterdamie) spala ich ok. 1 400 000 Mg/a. Prognozowany model gospodarki odpadami w krajach UE zakłada, że w 2020 roku ok. 30% odpadów będzie poddawanych recyklingowi, ok. 30% będzie spalanych, maksimum 20% będzie kompostowanych i maksimum 20% będzie składowanych (Environment 2010).

Uwarunkowania prawne

Podstawowym aktem prawnym regulującym problemy gospodarki odpadami jest ustawa o odpadach. Zagadnienia dotyczące termicznego przekształcania odpadów zawarte są w rozdziale VI ustawy w artykułach 44-49. Ustawa o odpadach jest prawie w 100% zgodna z obowiązującymi dyrektywami UE. Szczegółowe parametry prowadzenia procesu termicznego przekształcania odpadów zostały podane w rozporządzeniu Ministra Gospodarki w sprawie wymagań dotyczących prowadzenia procesu termicznego przekształcania odpadów. W odniesieniu do odpadów medycznych i weterynaryjnych obowiązuje natomiast rozporządzenie Ministra Zdrowia w sprawie dopuszczalnych sposobów i warunków unieszkodliwiania odpadów medycznych i weterynaryjnych, które w załączniku nr 2 podaje szczegółowe parametry prowadzenia procesu termicznego przekształcania tych odpadów, analogiczne z zapisami rozporządzenia Ministra Gospodarki. Problem emisji zanieczyszczeń do powietrza z procesu termicznego przekształcania odpadów regulowany jest za pomocą rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie standardów emisyjnych z instalacji oraz rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie wymagań w zakresie prowadzenia pomiarów wielkości emisji. Problematyka zrzutu ścieków z systemów oczyszczania gazów odlotowych instalacji termicznego przekształcania odpadów regulowana jest rozporządzeniem Ministra Środowiska w sprawie warunków, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi oraz w sprawie substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego - załącznik nr 5 oraz rozporządzeniem Ministra Budownictwa w sprawie sposobu realizacji obowiązków dostawców ścieków przemysłowych oraz warunków wprowadzania ścieków do urządzeń kanalizacyjnych. Treść wspomnianych powyżej rozporządzeń jest zgodna z dyrektywą UE 2000/76/EC w sprawie spalania odpadów. Zgodnie ze wspomnianą dyrektywą, której podstawowym celem jest zapobieganie lub ograniczenie w największym możliwym w praktyce stopniu negatywnych skutków dla środowiska przez spalarnie odpadów, zakłady spalające odpady powinny być zaprojektowane, wyposażone, zbudowane i eksploatowane w taki sposób, aby zapobiec emisjom zanieczyszczeń do środowiska.

Jednym z instrumentów minimalizujących oddziaływanie instalacji przemysłowych na środowisko jest tzw. system pozwoleń zintegrowanych wynikających z dyrektywy 96/61/EC o zintegrowanym zapobieganiu i kontroli (ograniczaniu) zanieczyszczeń (IPPC) i konieczność spełnienia wymogów tzw. najlepszej dostępnej techniki (BAT). W odniesieniu do instalacji termicznego przekształcania odpadów, obowiązkowi uzyskania pozwolenia zintegrowanego podlegają spalarnie odpadów komunalnych (wszystkie), spalarnie odpadów niebezpiecznych o wydajności ponad 10 Mg/dobę i spalarnie odpadów innych niż niebezpieczne o wydajności ponad 50 Mg/dobę.

Emisja zanieczyszczeń

Termiczne przekształcanie odpadów jest źródłem emisji wtórnych zanieczyszczeń do środowiska. Dotyczy to zarówno emisji zanieczyszczeń gazowych, jak i zrzutu zanieczyszczonych ścieków czy powstawania toksycznych odpadów wtórnych. Najwięcej obaw budzi emisja zanieczyszczeń do powietrza atmosferycznego.

Proces spalania tak niejednorodnego materiału jakim są odpady, niezależnie od tego czy są to odpady komunalne, przemysłowe, medyczne czy też osady ściekowe, jest źródłem emisji do atmosfery bardzo wielu substancji chemicznych, wśród których są niejednokrotnie substancje toksyczne, rakotwórcze itp. Główną cześć odpadów stanowi zazwyczaj materia organiczna, stąd też oczywista jest emisja dwutlenku węgla i pary wodnej oraz tlenku węgla, w przypadku niecałkowitego spalania. Obecność w odpadach substancji zawierających w cząsteczce inne, oprócz węgla i wodoru, pierwiastki, jak np. siarka, azot, chlor czy fluor skutkować będzie emisją dwutlenku siarki, tlenków azotu, chlorowodoru czy fluorowodoru. Z kolei obecność w materiale spalanym substancji niepalnych (tzw. popiołu) skutkować będzie emisją pyłu. Mechanizm powstawania dwutlenku siarki czy tlenków azotu jest bardzo dobrze poznany i wielokrotnie opisany w publikacjach dotyczących np. energetycznego spalania paliw kopalnych. Trzeba jednak mieć świadomość, że rzeczywisty proces spalania daleki jest od idealnego, tj. spalania całkowitego i zupełnego. Proces spalania (rozkładu termicznego i utleniania) bardzo wielu związków organicznych (zwartych w odpadach) nie przebiega w sposób idealny z wytworzeniem jedynie dwutlenku węgla, tlenku węgla i wody. Powstaje w tym procesie zazwyczaj znaczna ilość produktów pośrednich rozkładu i utleniania, które nie ulegają następnie dalszemu rozkładowi. Wydawałoby się, że w drastycznych warunkach spalania, w temperaturze około 1000^oC wszelkie substancje organiczne muszą ulec spaleniu. Niestety nie jest to prawda. Wiele związków chemicznych, często palnych, nie ulega pełnej destrukcji podczas spalania odpadów. Efektem tego jest obecność w spalinach ze spalarni odpadów między innymi takich zanieczyszczeń jak (Eduljee 1994): węglowodory C₁ i C₂, akrylonitryl, acetonitryl, benzen, toluen, etylobenzen, 1,2-dichlorobenzen, 1,4-dichloroben-zen, 1,2,4-trichlorobenzen, heksachlorobenzen, fenol, 2,4-dinitrofenol, 2,4-dichlorofenol, 2,4,5-trichlorofenol, pentachlorofenol, chlorometan, chloroform, chlorek metylenu, 1,1-di-chloroetan, 1,2-dichloroetan, 1,1,1-trichloroetan, 1,1,2-trichloroetan, 1,1,2,2-tetrachloroetan, czterochlorek węgla, 1,1-dichloroetylen, trichloroetylen, tetrachloroetylen, formaldehyd, aldehyd octowy, aceton, metyloeteyloketon, chlorek winylu, ftalan dietylu, kwas mrówkowy, kwas octowy i wiele, wiele innych.

Późniejsze badania prowadzone przez innych badaczy (Wienecke 1995, Jay 1995, Mascolo 1997, Trenholm 1998) wykazały obecność ponad 350 różnego rodzaju związków chemicznych (organicznych) w spalinach ze spalarni odpadów w stężeniach powyżej 5 μg/m³.

Dodatkowo obecność w odpadach substancji organicznych o charakterze nienasyconym czyli zawierających w cząsteczce podwójne lub potrójne wiązania węgiel-węgiel (C=C lub C?C) powoduje, że w temperaturze ok. 500-800^oC zachodzi reakcja syntezy wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych (Liow 1997, Liu 2000). Wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA) należą do jednych z najbardziej niebezpiecznych substancji w środowisku. Wiele z nich, jak np. benzo(a)piren, benzo(a)antracen, benzo(k)fluoranten, dibenzo(a,h)antracen, indeno(1,2,3-c,d)piren zaliczane są przez Międzynarodową Agencję Badań nad Rakiem (IARC) do substancji o udowodnionym działaniu kancerogennym. Emitowane są do atmosfery praktyczne z wszystkich procesów spalania, nie tylko ze spalarni odpadów (Mastral 2000).

Obecność w spalanych odpadach wielu elementów zawierających metale powoduje ich emisję do atmosfery z procesów spalania. Metale te zawarte są głównie w pyle i w żużlu. Ich szczegółowy podział pomiędzy żużel, popioły lotne, pył wydzielony w systemach odpylania spalarni oraz pył emitowany do atmosfery był w ostatnich latach przedmiotem szczegółowych badań (Belevi 2000a, 2000b). Niektóre z metali, takie jak rtęć, arsen, selen i częściowo kadm mają zdolność do samodzielnej emisji w postaci par, inne takie jak chrom, kobalt, nikiel, mangan, miedź, tal czy wanad wiązane są główne w żużlu oraz w pyle (Sukrut 2002).

Obecność w masie odpadów kierowanych do spalania substancji zawierających związki chloru (organiczne i nieorganiczne) jest źródłem powstawania kolejnych zanieczyszczeń, którym właśnie spalarnie zawdzięczają swoją złą „sławę” (Olie 1977). Są to polichlorowane dibenzo-p-dioksyny i polichlorowane dibenzofurany. Nazwy te określają całą grupę związków obejmujących 75 polichlorowanych dibenzo-p-dioksyn i 135 polichlorowanych dibenzofuranów. Można przyjąć, że dioksyny powstają w każdym procesie termicznym (tj. zachodzącym w wysokich temperaturach), jeżeli w środowisku spalania znajduje się materia organiczna oraz chlor. Ogólny przebieg reakcji jest następujący:

Na podstawie bardzo wielu wyników badań procesu powstawania dioksyn podczas spalania zaproponowano trzy możliwe drogi powstawania dioksyn:

• reakcja syntezy w fazie gazowej w temperaturach 500-700^oC (Ballschmiter 1985),
• powstawanie z cząsteczkowego węgla i organicznego lub nieorganicznego chloru w obecności popiołu lotnego w temperaturze 250-350^oC nazwane najczęściej syntezą de novo (Vogg 1986),
• synteza z różnego rodzaju organicznych prekursorów takich jak: chlorofenole, polichlorowane difenyloetery, polichlorowane bifenyle itp. oraz inne produkty niepełnego spalania, które mogą reagować ze sobą zarówno w fazie gazowej, jak i na powierzchni metali wchodzących w skład cząstek popiołu lotnego (Dickson 1987).

W świetle wyników badań wydaje się, że najważniejszym mechanizmem, w wyniku którego powstaje najwięcej dioksyn jest mechanizm trzeci, następnie drugi a najmniej dioksyn powstaje w wyniku mechanizmu pierwszego (Huang 1995).

Podstawową rolę w powstawaniu dioksyn ma stężenie wolnych rodników chloru w strefie reakcji spalania oraz w strefie chłodzenia spalin. W zależności od postaci, w jakiej występuje chlor (wolny chlor, chlorowodór, chlor związany w żużlu, chlor związany w popiołach lotnych) różny jest jego wpływ na powstawanie dioksyn. Wyniki badań (Liu 2000) wskazują, że udział wolnego chloru, który może brać udział w syntezie PCDD/PCDF jest niewielki, bardzo zależny od temperatury. Choć stężenia polichlorowanych dibenzo-p-dioksyn i polichlorowanych dibenzofuranów w spalinach ze spalarni odpadów są zazwyczaj niewielkie (0,001 - 100 ng TEQ/m³), jednak ich emisja jest przedmiotem szczególnej uwagi, zaś dopuszczalne stężenie sumy 17 najbardziej toksycznych kongenerów w spalinach zostało ustalone we wszystkich krajach Unii na poziomie 0,1 ng TEQ/m³ spalin suchych, w warunkach odniesienia (temperatura 273 K, ciśnienia 1013 hPa, stężenia tlenu 11%).

Choć dziś po około 30 latach badań wiadomo już, że dioksyny nie posiadają toksyczności ostrej w stosunku do organizmu człowieka (Fátima-Reis 2007a, 2007b, Ferre-Huguet 2006), nie są również dla człowieka kancerogenne (Cole 2003), to jednak zaliczane są do grupy tzw. endocrine disrupters („zakłócaczy” systemu wydzielania wewnętrznego) i nie są one obojętne dla organizmu człowieka (EPA 2000).

Ograniczanie emisji zanieczyszczeń

Metody ograniczania emisji zanieczyszczeń gazowych z procesów technologicznych można generalnie podzielić na dwie grupy: metody pierwotne i metody wtórne. Metody pierwotne, to wspominana już ingerencja w proces technologiczny i stworzenie takich warunków jego przebiegu, by ilość powstających zanieczyszczeń była możliwie najmniejsza (Wielgosiński 2003). Natomiast metody wtórne to zastosowanie konkretnych urządzeń i technologii w celu ograniczenia emisji zanieczyszczeń.

Poznanie mechanizmów tworzenia się zanieczyszczeń w procesie spalania, pozwala na opracowanie takich technologii i metod prowadzenia procesu spalania, by ilość powstających zanieczyszczeń była możliwie najmniejsza. Powszechnie znane są tzw. niskoemisyjne procesy spalania w odniesieniu do tlenku węgla i tlenków azotu. Zastosowanie spalania strefowego, stopniowanego, recyrkulacji spalin oraz tzw. reburningu pozwala na ograniczenie emisji NO_x nawet o ok. 50-60% w stosunku do procesu pierwotnego.

Metody pierwotne nabierają w ostatnich latach coraz większego znaczenia, gdyż z ekonomicznego punktu widzenia są one bardziej opłacalne (tańsze) od metod wtórnych, zwanych „technologiami końca rury”. Szczególnie istotną sprawą staje się aktualnie określenie wpływu parametrów prowadzenia procesu spalania na emisję metali, WWA, dioksyn oraz innych substancji organicznych z procesu spalania. Liczne doniesienia literaturowe wskazują jednoznacznie, że dotrzymanie prawidłowych parametrów procesu spalania wpływa znacząco na obniżenie emisji substancji organicznych (w tym WWA i dioksyn) do atmosfery. Parametrem doskonale charakteryzującym „prawidłowe warunki spalania” jest stężenie tlenku węgla w spalinach. Pozostałe parametry określające „dobre warunki spalania” to przede wszystkim tzw. „trzy T”: temperatura, turbulencja oraz czas przebywania spalin w odpowiedniej temperaturze.

Podstawowe znaczenie ma jednak zapewnienie warunków spalania bliskiego spalaniu całkowitemu i zupełnemu, przy zminimalizowaniu ilości powstającego tlenku węgla. Warunki takie panują przy prawidłowym natlenieniu strefy spalania, przy optymalnym stężeniu tlenu (dla spalania węgla 6-8%, współczynnik nadmiaru powietrza ok. 1,7-1,8).

W przypadku spalania odpadów wymagane jest większe natlenienie strefy spalania i zapewnienie sumarycznego współczynnika nadmiaru powietrza rzędu 2,2-2,4 (stężenie tlenu w spalinach opuszczających strefę spalania i dopalania 10-13%). Badania prowadzone pod koniec lat 90. wykazały bardzo ścisłą korelację pomiędzy stężeniem niektórych zanieczyszczeń w spalinach, a stężeniem tlenku węgla, co jednoznacznie świadczy o wpływie warunków spalania na emisję zanieczyszczeń organicznych (w tym dioksyn i furanów).

Istotny wpływ parametrów spalania obserwowany jest również w odniesieniu do zakresu emisji metali. Jest to spowodowane różną lotnością metali a także ich specjacją w zależności od formy występowania. Obecność chloru i chlorowodoru w strefie spalania powoduje, że inne ilości metali znajdują się w żużlu, popiele lotnym, popiele z urządzeń odpylających, czy wreszcie w gazach emitowanych do atmosfery. Istnieje również wyraźny wpływ temperatury spalania oraz stężenia tlenu w różnych strefach spalania na bilans metali w poszczególnych produktach wtórnych procesu spalania. Przykładowo sterując ilością powietrza pierwotnego w poszczególnych strefach rusztu i temperaturą można uzyskać prawie zerową emisję niektórych metali, przy prawie 100% ich zawartości w żużlu.

Skuteczność stosowania metod pierwotnych w odniesieniu do kilku wybranych zanieczyszczeń pokazuje tabela nr 1.

Tab. 1. Efekt zastosowania metod pierwotnych w redukcji emisji zanieczyszczeń w spalarni odpadów (Büttenberger 1997, Johnke 1997, Pająk 1999)

Zanieczyszczenie	Jednostka	Instalacja bez zastosowania metod pierwotnych	Instalacja z zastosowaniem metod pierwotnych	Dopuszczalne stężenie wg dyrektywy 2000/76/EC
Pył	mg/m3	2000-10000	1000-1500	10
Tlenek węgla	mg/m3	50-80	10-15	50
Suma związków organicznych	mg/m3	10-100	0,5-1	10
PCDD/Fs	ng TEQ/m3	5-120	0,6-1,2	0,1

W świetle licznych doświadczeń konstrukcyjnych i eksploatacyjnych, można stwierdzić, że system oczyszczania spalin w instalacji termicznego przekształcania odpadów powinien być wielostopniowy i obejmujący następujące elementy:

System odpylania spalin (elektrofiltr, filtry tkaninowe lub coraz rzadziej stosowana bateria cyklonów). Efektywność systemu odpylania jest bardzo istotna z punktu widzenia ochrony środowiska, gdyż to właśnie pył jest nośnikiem emisji metali ciężkich (rtęć, ołów, kadm, miedź, chrom, mangan, arsen, nikiel, antymon i tal), jak również cząsteczki pyłu są doskonałym sorbentem dioksyn, stąd też dążenie do maksymalizacji wydajności urządzeń odpylających. Zazwyczaj w nowoczesnych, dużych spalarniach odpadów (komunalnych lub przemysłowych) do odpylania spalin stosuje się elektrofiltry, czyli urządzenia pozwalające zatrzymać nawet 99,9% emitowanego pyłu. Wadą elektrofiltrów jest dodatni wpływ pola elektrostatycznego na przebieg syntezy „de novo” polichlorowanych dioksyn i furanów. Znacznie rzadziej stosowane są cyklony i multicyklony, gdyż ich sprawność odpylania jest z reguły niewystarczająca. Ostatnio coraz częściej stosuje się filtry tkaninowe. Dzięki zastosowaniu nowoczesnych materiałów filtracyjnych, odpornych na wysokie temperatury (np. włókna szklane powlekane specjalnie preparowanym teflonem) udaje się uzyskać bardzo wysokie stopnie odpylenia przy jednoczesnym znacznym ograniczeniu stężenia dioksyn w spalinach. Doświadczenie uczy, że zastosowanie filtrów tkaninowych jest dziś możliwe zarówno w małych spalarniach odpadów medycznych, jak i wielkich spalarniach odpadów komunalnych.

Układ usuwania gazów kwaśnych - najczęściej w dużych spalarniach jest to układ mokry, dwustopniowy. W pierwszym stopniu następuje schładzanie spalin zimną wodą, nawilżanie i absorpcja chlorowodoru oraz fluorowodoru, zaś w drugim stopniu absorpcja pozostałych gazów kwaśnych (przede wszystkim SO₂) w zawiesinie wodorotlenku lub węglanu wapniowego, a czasem wodorotlenku sodowego. Jest to absorpcja połączona z reakcją chemiczną, w wyniku której otrzymuje się zazwyczaj odpadowy gips oraz chlorek i fluorek wapnia. Wariantem metody jest zastosowanie suchej technologii odsiarczania (w oparciu o tlenek, wodorotlenek lub węglan wapniowy) z wcześniejszym schłodzeniem i nawilżeniem spalin wodą (przy okazji absorpcja HCl i HF). Zastosowanie suchych układów usuwania gazów kwaśnych stało się ostatnio coraz częstsze, szczególnie w połączeniu z odpylaniem na filtrach tkaninowych. W takim układzie udaje się osiągnąć stopnie skuteczności usuwania zanieczyszczeń ponad 99%, przy jednocześnie niższych kosztach inwestycyjnych i eksploatacyjnych. Trzeba jednak pamiętać, że szczególnie dodatnio na wydajność usuwania gazów kwaśnych metodą suchą wpływa nawilżenie spalin. Reakcja chemiczna przebiegająca w warstewce cieczy na powierzchni stałego sorbentu jest wielokrotnie szybsza od reakcji powierzchniowej gaz-ciało stałe. W efekcie układy bez nawilżania spalin osiągają skuteczności o 10-40% niższe od układów z nawilżaniem. Połączenie metody suchej z cyklonem bądź elektrofiltrem nie jest dobre, gdyż czas kontaktu suchego sorbentu z zanieczyszczonymi gazami spalinowymi jest zbyt krótki dla uzyskania wysokiej skuteczności (najczęściej osiąga się skuteczność usunięcia gazów kwaśnych nie przekraczającą 60%). W przypadku filtrów tkaninowych warstwa ciała stałego (pył z sorbentem) osadzonego na tkaninie filtracyjnej pracuje bardzo skutecznie, co pozwala, przy dobrym nawilżeniu na osiągnięcie skuteczności przekraczającej 99%.

Dozowanie koksu aktywnego (węgla aktywnego) w celu eliminacji (adsorpcji) polichlorowanych dioksyn i furanów, a następnie odpylanie gazów spalinowych na filtrach tkaninowych (tzw. metoda strumieniowo-pyłowa). Połączenie metody strumieniowo-pyłowej z cyklonem, elektrofiltrem lub odpylaczem mokrym jest niekorzystne, gdyż czas kontaktu zanieczyszczeń z węglem jest zbyt krótki i stąd udaje się osiągnąć skuteczność jedynie ok. 60%. Podobnie jak dla suchej metody usuwania gazów kwaśnych jedynie dobre efekty daje zastosowanie filtrów tkaninowych bądź ceramicznych. Innym wariantem są adsorbery ze stałym złożem węgla aktywnego usytuowane jako ostatni element systemu oczyszczania spalin przed wprowadzeniem ich do komina. To drugie rozwiązanie wymaga dbałości o bezpieczeństwo pracy, gdyż ze względu na wysokie temperatury spalin oraz egzotermiczność procesu adsorpcji na węglu zdarza się, że wewnątrz adsorbera temperatura znacznie wzrasta, co może doprowadzić do samozapłonu węgla. Adsorpcja pozwala na ograniczenie emisji również i innych związków organicznych oraz niektórych metali ciężkich (np. rtęci i kadmu), które adsorbują się na powierzchni węgla (koksu) aktywnego. W niektórych rozwiązaniach technicznych spalarni zużyty węgiel aktywny jest wprowadzany razem z odpadami do komory spalania i w ten sposób nie stanowi on zagrożenia dla środowiska (ustala się równowaga pomiędzy np. rtęcią związaną w żużlu a rtęcią w gazach odlotowych, stąd wprowadzenie zwiększonej ilości rtęci do procesu spalania - zaadsorbowanej na sorbencie węglowym - nie powoduje istotnego wzrostu jej emisji). W warunkach krajowych tego rodzaju sposób unieszkodliwiania zużytego węgla aktywnego może wymagać oddzielnego pozwolenia, mimo, że jak wskazują doświadczenia eksploatacyjne, nie wiąże się on ze wzrostem stężeń zanieczyszczeń. W metodzie strumieniowo-pyłowej zużyty pył węgla aktywnego odpylany jest w układzie filtrów tkaninowych wspólnie z produktami półsuchego lub suchego oczyszczania gazów spalinowych. Stanowi on wtórny odpad, który składowany jest na składowiskach odpadów niebezpiecznych lub coraz częściej poddawany zestalaniu. W małych spalarniach odpadów przemysłowych i medycznych powszechne zastosowanie znalazła mieszanina suchego, dobrze rozdrobnionego tlenku wapnia i pylistego węgla aktywnego (w ilości ok. 5-10%) powszechnie znana pod handlową nazwą np. SORBALIT^®, SORBACAL^® lub SPONGIACAL^® (choć istnieje również wiele innych mieszanek o podobnych składzie sprzedawanych pod innymi nazwami handlowymi), której wtrysk do strumienia spalin połączony z odpylaniem na filtrach tkaninowych pozwala bardzo skutecznie (powyżej 99%) usuwać zarówno gazy kwaśne, jak i metale ciężkie, a także dioksyny i inne mikrozanieczyszczenia organiczne ze spalin.

System redukcji tlenków azotu dotychczas instalowany opcjonalnie, lecz dziś już coraz częściej, ze względu na konieczność spełnienia w najbliższej przyszłości wymogów określonych w rozporządzeniu Ministra Środowiska w sprawie standardów emisyjnych z instalacji. Aktualnie, we współczesnych spalarniach posiadających nowoczesne instalacje oczyszczania gazów spalinowych, system redukcji tlenków azotu jest powszechnie instalowany. Proces redukcji tlenków azotu może być realizowany dwiema podstawowymi technikami:

SNCR - selektywna redukcja niekatalityczna polegająca na wprowadzeniu do komory spalania gazowego amoniaku, wody amoniakalnej bądź mocznika, które to substancje w temperaturze ok. 850-1050^oC redukują tlenki azotu do wolnego azotu. Istotną sprawą jest tutaj odpowiedni zakres temperatury. Selektywna niekatalityczna redukcja tlenków azotu przebiega z najlepszą wydajnością w temperaturze ok. 900-950^oC. Zarówno wzrost temperatury powyżej 1050^oC, jak i spadek poniżej 850^oC powodują spadek efektywności redukcji, który maksymalnie wynosi ok. 50-80%.

SCR - selektywna redukcja katalityczna polegająca na tym, że oczyszczone z pyłu i gazów kwaśnych (podanymi powyżej metodami) gazy spalinowe po podgrzaniu do temperatury ok. 250-300^oC i wymieszaniu z roztworem amoniaku kierowane są na monolityczne złoże katalityczne (katalizator platynowy lub wanadowo-tytanowy na nośniku z dwutlenku tytanu), gdzie następuje redukcja tlenków azotu do wolnego azotu. Proces ten przebiega bardzo dobrze z wydajnością powyżej 90%, często 95-99%.

Zarówno selektywna niekatalityczna redukcja tlenków azotu (SNCR), jak i selektywna katalityczna redukcja tlenków azotu (SCR) prowadzone są przy udziale roztworu amoniaku. Dodatkowym efektem zastosowania systemu katalitycznej lub niekatalityczej redukcji tlenków azotu jest również skuteczna redukcja emisji polichlorowanych dioksyn i furanów, przebiegająca dla układów katalitycznych z wydajnością ok. 90-99% (katalityczny rozkład - odchlorowanie i utlenienie dioksyn), zaś dla układów niekatalitycznych z wydajnością ok. 60-70% (wiązanie chloru w strefie spalania i poza strefą spalania, podczas chłodzenia spalin, a przede wszystkim inhibicyjne działanie amoniaku w odniesieniu do syntezy de novo dioksyn i furanów).

Systemy oczyszczania gazów odlotowych w spalarniach odpadów na przestrzeni lat ulegały licznym modyfikacjom. W miarę rozwoju nauki dokonywał się równocześnie istotny postęp techniczny. W latach 60. i wcześniej budowano spalarnie odpadów praktycznie bez jakichkolwiek systemów oczyszczania spalin. W latach 70. pojawiły się systemy odpylania, w latach 80. systemy usuwania gazów kwaśnych. Pod koniec lat 90. dominowało przekonanie, że nowoczesna spalarnia odpadów musi posiadać następujące elementy w systemie oczyszczania spalin - elektrofiltr do usunięcia pyłów, mokry układ absorpcyjny do usunięcia gazów kwaśnych, adsorber w celu usunięcia dioksyn i lotnych metali ciężkich (np. rtęci) oraz układ DeNOx. Koszt takiego systemu stanowił ponad 50% kosztów budowy spalarni i ważył w sposób istotny na kosztach eksploatacyjnych. Po roku 2000, w wyniku prowadzonych badań zmieniono system oczyszczania spalin na prostszy, lecz równie wydajny. Składa się on z reguły z układu DeNOx metodą SNCR, absorbera półsuchego (lub suchego), wtrysku węgla aktywnego i odpylania na filtrach tkaninowych. Koszt takiego systemu nie przekracza dziś 30% kosztów budowy spalarni.

Oddziaływanie na środowisko

Oddziaływanie instalacji termicznego przekształcania odpadów środowisko, to suma cząstkowych oddziaływań na wszystkie elementy środowiska w tym:

• powietrze,
• wody powierzchniowe i podziemne,
• glebę i złoża kopalin,
• ludzi,
• świat roślinny i zwierzęcy,
• krajobraz, dobra materialne i dziedzictwo kultury.

Najważniejszym w powszechnym odczuciu oddziaływaniem jest oddziaływanie na stan zanieczyszczenia powietrza. W celu zapewnienia niskoemisyjnego spalania i tym samym zmniejszenia oddziaływania emisji na środowisko zostały określone (w cytowanych wcześniej aktach prawnych) szczegółowe warunki prowadzenia procesu spalania, dopuszczalne stężenia zanieczyszczeń w gazach odlotowych z procesu oraz wymagania w zakresie prowadzenie monitoringu emisji. Do najważniejszych wymagań w zakresie prowadzenia procesu spalania należy zaliczyć obowiązek dotrzymania minimalnej temperatury procesu (za ostatnim doprowadzeniem powietrza) na poziomie 850^oC (1100^oC w przypadku odpadów zawierających ponad 1% udziału masowego chloru) i utrzymania spalin w tej temperaturze przez czas minimum 2 sekundy (minimalny czas przebywania w wymaganej temperaturze ponad 2 sekundy). W zakresie emisji zanieczyszczeń do powietrza prowadzący instalację zobowiązany jest do dotrzymania standardów emisyjnych określonych w załączniku nr 5 do rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie standardów emisyjnych z instalacji. Dla wszystkich rodzajów spalarni odpadów zostały określone dopuszczalne stężenia zanieczyszczeń w emitorze, przeliczone na warunki umowne (temperatura 273 K (0^oC), ciśnienie 1013 hPa, spaliny suche, stężenie tlenu w spalinach równe 11%) określone jako średnie wartości dobowe (stężenia średniodobowe) oraz średnie stężenia 30-minutowe (dodatkowo dla tlenku węgla średnie stężenia 10-minutowe). Wartości dopuszczalnych stężeń zanieczyszczeń w emitorze, dla instalacji termicznego przekształcania odpadów podaje tabela nr 2.

Tab. 2. Dopuszczalne stężenia zanieczyszczeń emitowanych ze spalarni odpadów

gdzie:

A –   100% wyników pomiarów 30-minutowych w ciągu roku nie może być wyższe niż wartości dopuszczalne podane w rubryce A.

B –   97% wyników pomiarów 30-minutowych w ciągu roku nie może być wyższe niż wartości dopuszczalne podane w rubryce B.

¹⁾ –    W zależności od wielkości instalacji – dla instalacji nowych i starych powyżej 6 Mg/h – 200.

²⁾ –    Nie dotyczy spalarni odpadów niebezpiecznych do dnia 1.01.2007, dla instalacji starych powyżej 6 Mg/h.

³⁾ –    Nie dotyczy spalarni odpadów niebezpiecznych do dnia 1.01.2007.

⁴⁾ –    Dla instalacji starych, uruchomianych przed 31.12.1996 i spalających tylko odpady niebezpieczne, obowiązuje do 1.01.2007.

⁵⁾ –    Dla 95% pomiarów 10 minutowych w ciągu doby.

⁶⁾ –    Dla wszystkich pomiarów 30 minutowych w ciągu doby.

Warto zauważyć, że wartości dopuszczalnych stężeń zanieczyszczeń w spalinach ze spalarni odpadów podane w tabeli 2, są znacznie niższe niż dla obiektów energetycznego spalania paliw, dla których określono dopuszczalne stężenia jedynie dla 3 zanieczyszczeń –dwutlenku siarki, tlenków azotu i pyłu. Stężenia pozostałych zanieczyszczeń powstających podczas spalania paliw, jak np. tlenku węgla, ale także mikrozanieczyszczeń organicznych, w tym dioksyn nie są limitowane. Przykładowe wartości dopuszczalnych stężeń zanieczyszczeń w spalinach z obiektów energetycznego spalania węgla kamiennego pokazano w tabeli 3.

Tab. 3. Dopuszczalne stężenia zanieczyszczeń (w warunkach umownych) emitowanych z obiektów energetycznego spalania paliw (w mg/m³_u)

Zanieczyszczenie	Stare źródła emisji o mocy poniżej 5 MWt	Stare źródła emisji o mocy powyżej 500 MWt	Nowe źródła emisji i mocy poniżej 5 MWt	Nowe źródła emisji o mocy powyżej 500 MWt
Dwutlenek siarki (SO2)	1500	400	1500	200
Tlenki azotu (jako NO2)	400	540	400	200
Pył	700	50	100	30

Jak więc widać emisja zanieczyszczeń ze spalarni odpadów jest wielokrotnie niższa niż z elektrowni, elektrociepłowni nie mówiąc już kotłowniach lokalnych małej mocy.

Zgodnie z rozporządzeniem Ministra Środowiska w sprawie wymagań w zakresie prowadzenia pomiarów wielkości emisji, emisja zanieczyszczeń z instalacji termicznego przekształcania odpadów podlega obowiązkowi ciągłego monitoringu. Zakres monitoringu oraz wymagane metody referencyjne prowadzenia pomiarów pokazano w tabeli 4.

Tab.4. Zakres ciągłego monitoringu emisji oraz metodyki referencyjne wg rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie wymagań w zakresie prowadzenia pomiarów wielkości emisji

Nazwa parametru	Jednostka	Metodyka referencyjna
Pył ogółem	mg/m3	Technika grawimetryczna
NOx	mg/m3	Absorpcja promieniowania IR (ISO 10849)
HCl	mg/m3	Absorpcja promieniowania IR
CO	mg/m3	Absorpcja promieniowania IR
Substancje organiczne (TOC)	mg/m3	Detekcja FID (PN-EN-13526)
HF	mg/m3	Absorpcja promieniowania IR
SO2	mg/m3	Absorpcja promieniowania IR (ISO 7935)
O2	%	Metoda paramagnetyczna lub elektrochemiczna
CO2	%	Absorpcja promieniowania IR
Prędkość spalin, objętościowy przepływ spalin	m/s m3/s	PN-ISO-14164
Temperatura spalin	K
Wilgotność spalin	%
Ciśnienie dynamiczne	Pa
Ciśnienie statyczne	Pa
Temperatura otoczenia	K

Porównując ponownie spalarnie odpadów z obiektami energetycznego spalania paliw (np. kotłowniami), nie sposób nie zauważyć, że obowiązek ciągłego monitoringu dotyczy dopiero elektrowni, elektrociepłowni, ciepłowni czy kotłowni o mocy ponad 300 MW_t. Dla mniejszych obiektów wystarczają pomiary okresowe wykonywane raz lub 2 razy w ciągu roku.

Dodatkowo prowadzący instalację termicznego przekształcania odpadów zobowiązany jest do wykonywania okresowych pomiarów emisji metali ciężkich (metodą spektroskopii absorpcji atomowej za wyjątkiem rtęci oznaczanej wg PN-EN-13211) oraz polichlorowanych dibenzo-p-dioksyn i polichlorowanych dibenzofuranów (wg PN-EN-1948-1, -2, -3) – nie rzadziej niż raz na 6 miesięcy, a w pierwszym roku eksploatacji nie rzadziej niż raz na 2 miesiące. W celu zabezpieczenia środowiska na wypadek ewentualnych stanów awaryjnych prowadzący instalację, zgodnie z postanowieniami rozporządzenia Ministra Gospodarki w sprawie wymagań dotyczących prowadzenia procesu termicznego przekształcania odpadów, zobowiązany jest do wstrzymania podawania odpadów do instalacji oraz najpóźniej w 4 godzinie awarii rozpoczęcia procedury wyłączenia instalacji. Dodatkowo maksymalny czas pracy w warunkach awarii został ograniczony do 60 godzin w ciągu roku.

W zakresie zrzutu ścieków z układów oczyszczania spalin instalacji termicznego przekształcania odpadów wartości dopuszczalnych stężeń podaje rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie warunków, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi oraz w sprawie substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego. Zostały one pokazane w tabeli 5.

Tab. 5. Dopuszczalne wartości stężeń zanieczyszczeń w ściekach pochodzących z układów oczyszczania spalin instalacji spalania odpadów

Zanieczyszczenie	Wartość dopuszczalna stężenia zanieczyszczenia w ściekach	Jednostka
Substancje rozpuszczone	30/45 *)	mg/dm3
Rtęć i jej związki jako rtęć – Hg	0,03	mg/dm3
Kadm i jego związki jako – Cd	0,05	mg/dm3
Tal i jego związki jako – Tl	0,05	mg/dm3
Arsen i jego związki jako Arsen - As,	0,15	mg/dm3
Ołów i jego związki jako Ołów - Pb,	0,2	mg/dm3
Chrom i jego związki jako Chrom - Cr,	0,5	mg/dm3
Miedź i jej związki jako Miedź - Cu,	0,5	mg/dm3
Nikiel i jego związki jako Nikiel - Ni,	0,5	mg/dm3
Wanad i jego związki jako – V	1,5	mg/dm3
Polichlorowane dibenzo-p-dioksyny i polichlorowane dibenzofurany PCDD/PCDF (suma 17 związków)	0,3	ng TEQ/dm3

*⁾  95% wyników oznaczeń nie może być wyższych niż 30 mg/dm³ lub wszystkie wyniki oznaczeń nie mogą być wyższe niż 45 mg/dm³ (oznaczenia wykonywane raz na dobę).

W zakresie stężeń innych substancji zanieczyszczających w ściekach (w przypadku odprowadzania ścieków do urządzeń kanalizacyjnych) obowiązują postanowienia rozporządzenia Ministra Budownictwa w sprawie sposobu realizacji obowiązków dostawców ścieków przemysłowych oraz warunków wprowadzania ścieków do urządzeń kanalizacyjnych. Większość współczesnych, nowoczesnych spalarni odpadów komunalnych ma bezściekowy system oczyszczania spalin i stąd problem ścieków po prostu nie istnieje (powstaje jedynie niewielka ilość ścieków o charakterze sanitarnym, które mogą być bez problemu odprowadzane do kanalizacji).

Ilość i rodzaj wtórnych odpadów stałych zależy od stosowanej technologii spalania oraz technologii oczyszczania spalin. Generalnie ich ilość obrazuje rysunek 1.

Rys. 1. Przykładowy bilans masowy spalarni odpadów komunalnych

Zgodnie z katalogiem odpadów są one klasyfikowane w sposób następujący:

• żużel po procesie spalania - kod: 19 01 11^*) lub 19 01 12
• odpady stałe z pirolizy odpadów - kod: 19 01 17^*) lub 19 01 18
• odpady z procesu oczyszczania spalin:
• popioły lotne - kod: 19 01 13^*) lub 19 01 14
• pyły - kod: 19 01 15^*) lub 19 01 16
• placki filtracyjne, szlamy i inne odpady z oczyszczania spalin - kod: 19 01 05^*), 19 01 06^*), 19 01 07^*)
• zużyte sorbenty (węgiel aktywny) z procesu oczyszczania spalin - kod: 19 01 10^*)

^*) - odpad niebezpieczny

Pierwsze dwa odpady (powstające w zależności od stosowanej technologii termicznego przekształcania odpadów) najczęściej klasyfikowane są jako odpad niebezpieczny. Dodatkowo odpady te podlegają regulacjom wynikającym z rozporządzenia Ministra Gospodarki w sprawie wymagań dotyczących prowadzenia procesu termicznego przekształcania odpadów. Dopuszczalna zawartość węgla organicznego w żużlach i popiołach paleniskowych nie może być wyższa niż 3% (lub udział części palnych nieprzekraczający 5%). Pozostałe odpady wtórne po procesie spalania podlegają stosownym przepisom dotyczącym odpadów niebezpiecznych. Zmiana klasyfikacji jest teoretycznie możliwa, wymaga jednak wykonania licznych badań zgodnie z zapisami rozporządzenia Ministra Środowiska w sprawie warunków, w których uznaje się, że odpady nie są niebezpieczne. Z praktycznego punktu widzenia jest to jednak mało realne.

Odpad żużla może być wykorzystywany gospodarczo. Charakterystyka wyciągu wodnego z żużla wskazuje, że większość zanieczyszczeń zawarta w eluacie występuje w stężeniach niższych niż dopuszczają to polskie przepisy (dla III klasy czystości wód oraz dla ścieków wprowadzanych bezpośrednio do wód powierzchniowych oraz ziemi). Tym samym odpad ten nie stanowi zagrożenia dla środowiska i może być do środowiska wprowadzany w sposób bezpośredni. W wielu krajach Europy jest on podobnie do żużla z elektrociepłowni wykorzystywany jako kruszywo budowlane przy budowie dróg. Węgiel aktywny jest najczęściej wprowadzany z odpadami do spalenia.

Największy problem stwarzają pozostałości poreakcyjne z oczyszczania gazów spalinowych (z filtra tkaninowego). Odpad ten zawiera znaczne ilości metali ciężkich oraz dioksyn usuniętych w procesie oczyszczania gazów spalinowych. Odpad ten jest z całą pewnością odpadem niebezpiecznym, który może być składowany jedynie na specjalnych, dobrze uszczelnionych i izolowanych składowiskach odpadów niebezpiecznych. Ewentualnie do składowania może być on cementowany w bloki.

Obowiązkowemu składowaniu więc jako odpady niebezpieczne podlegają przede wszystkim popioły lotne, pyły z układów odpylania oraz produkty oczyszczania spalin. Jak widać na rysunku 1, ich ilość nie przekracza 7-8% masy odpadów poddawanych termicznemu przekształcaniu. Uwzględniając gęstość odpadów (np. komunalnych) i gęstość niebezpiecznych odpadów wtórnych, objętościowo jest ich mniej niż 3-5% pierwotnej ilości.

Prawidłowe rozwiązanie problemu zagospodarowania wtórnych odpadów z procesu spalania odpadów jest jednym z najważniejszych czynników decydujących o sukcesie inwestycji instalacji spalarni odpadów. Przykładowe wytyczne postępowania z wtórnymi odpadami z instalacji termicznego przekształcania odpadów przedstawiono w tabeli 6.

Tab. 6. Zagrożenia i sposoby postępowania z wtórnymi odpadami z procesu termicznego przekształcania odpadów

Rodzaj odpadu	Zagrożenie	Sposób postępowania
Żużel i popioły paleniskowe	Zależne od wymywalności metali ciężkich oraz wyników badań określonych w rozporządzeniu Ministra Środowiska w sprawie warunków uznawania odpadów za inne niż niebezpieczne	W przypadku niskiej wymywalności metali możliwe budowlane wykorzystanie lub składowanie na składowiskach odpadów innych niż niebezpieczne lub obojętnych, w pozostałych przypadkach składowisko odpadów niebezpiecznych
Koks pirolityczny (pozostałość stała po procesach pirolizy lub zgazowania)	Wysokie zagrożenie ze względu na zawartość substancji organicznych oraz dioksyn	Spalenie w spalarni odpadów niebezpiecznych
Popioły lotne i pył z układów odpylania	Wysokie zagrożenie ze względu na zawartość metali ciężkich i dioksan	Składowisko odpadów niebezpiecznych, wskazane zestalanie poprzez betonowanie odpadów w bloczki
Stałe produkty reakcji z układów oczyszczania gazów	Wysokie zagrożenie ze względu na zawartość metali ciężkich i dioksan	Składowisko odpadów niebezpiecznych, wskazane betonowanie odpadów w bloczki
Osady z oczyszczania ścieków	Wysokie zagrożenie ze względu na zawartość metali ciężkich	Składowisko odpadów niebezpiecznych, wskazane betonowanie odpadów w bloczki
Zużyte katalizatory	Wysokie zagrożenie ze względu na zawartość metali ciężkich	Składowisko odpadów niebezpiecznych lub zakład przetwórczy
Zużyty węgiel aktywny	Wysokie zagrożenie ze względu na zawartość metali ciężkich i dioksan	Najczęściej spalanie w spalarni odpadów niebezpiecznych (może być we własnej jako dodatek do innych spalanych odpadów) lub deponowanie na składowiskach odpadów niebezpiecznych

Problem emisji hałasu reguluje rozporządzenie Ministra Środowiska w sprawie dopuszczalnych poziomów hałasu w środowisku. Spalarnia odpadów komunalnych jest źródłem hałasu porównywalnym z podobnej wielkości elektrownią czy elektrociepłownią. Głównym źródłem hałasu są napędy mechaniczne (np. rusztu), wentylatory, sprężarki, dźwig suwnicowy z chwytakiem łupinowym (do załadunku odpadów do leja zasypowego). Ze względu na lokalizację spalarni odpadów komunalnych zazwyczaj na działkach o znacznych powierzchniach, położonych w pewnej odległości od terenów zamieszkania, uciążliwość z tytułu hałasu nie przekracza zazwyczaj granicy działki. Poziom hałasu na granicy działki zazwyczaj nie przekracza 50 dB(A). Pewną uciążliwość mogą stanowić samochody śmieciarki, które dowożą odpady do spalarni. W przypadku dużych spalarni może być ich kilkadziesiąt dziennie. Dlatego też sprawą niezmiernie ważną jest zapewnienie bezkolizyjnego dowozu odpadów, najlepiej poprzez nową sieć dróg dowozowych oddalonych od siedzib ludzkich.

Spalarnia odpadów komunalnych nie oddziałuje na glebę ani na wody podziemne ani tym bardziej na złoża kopalin. Lokalizacja spalarni jest problemem bardzo poważnym. Z jednej strony wskazane jest, aby znajdowała się w obrębie granic miasta, na terenie w pełni uzbrojonym (energia elektryczna, woda, kanalizacja), także z istniejącą siecią ciepłowniczą, do której spalarni mogłaby przekazywać wytworzoną energię cieplną. Z drugiej strony istnieje duży opór społeczny przeciwko lokalizacji spalarni w pobliżu terenów zamieszkałych. W świetle faktów dotyczących rzeczywistego oddziaływania spalarni odpadów na środowisko opór ten jest nieuzasadniony, ale znany syndrom NIMBY (ang. Not In My Backyard - wszędzie, byle tylko nie na moim podwórku, w pobliżu mojego miejsca zamieszkania) działa skutecznie. Tymczasem znane są przypadki lokalizacji spalarni odpadów w pobliżu zabudowań mieszkalnych, bez mała w centrach miast (np. Wiedeń - spalarnia Spittelau, Berno, Lozanna, Winthertur, Uppsala itp.), jak również w rejonach o wybitnych walorach turystycznych (np. Palma de Mallorca, Las Palmas de Gran Canaria, Bermudy czy Monte Carlo). Ładnie i funkcjonalnie zaprojektowana spalarnia odpadów komunalnych może dobrze komponować się w otaczającym ją krajobrazie nie powodując dysonansów, będąc sama obiektem sztuki architektonicznej (doskonałym przykładem może być spalarnia wiedeńska Spittelau a także Saint Ouen w Paryżu czy też spalarnia w Grenoble). Lokalizacja spalarni na obszarach wielkich aglomeracji miejskich od razu eliminuje konflikt pomiędzy spalarnią a florą i fauną, choć znane są przypadki lokalizacji spalarni na dalekim wschodzie (Japonia, Korea, Tajwan, Singapur, Hong Kong) pięknie wkomponowanych w otaczającą przyrodę. Świadczy to pośrednio o dużym zaufaniu do techniki, która potrafi zneutralizować negatywny wpływ na środowisko samego procesu spalania poprzez zastosowanie wielostopniowych i rozbudowanych oraz bardzo skutecznych systemów oczyszczających.

Podsumowanie

Spalanie odpadów komunalnych jest powszechnie stosowanym w krajach UE elementem systemu gospodarki odpadami. Świadczy o tym ilość istniejących w Europie spalarni odpadów, a przede wszystkim zapisy przyjęte we wspólnym ustawodawstwie państw UE. W świetle dyrektywy w sprawie składowisk odpadów ilość odpadów komunalnych (w szczególności organicznych i ulegających biorozkładowi) trafiających na wysypiska ma być drastycznie ograniczona. Polskie prawodawstwo, zgodnie z prawodawstwem unijnym, daje dobrą podstawę od budowy spalarni odpadów nowoczesnych i nieoddziaływujących negatywnie na środowisko. W świetle przedstawionego w niniejszym artykule materiału widać wyraźnie, że oddziaływanie spalarni na wszystkie elementy środowiska jest niewielkie, porównywalne do oddziaływania nowych obiektów energetycznych, a w zakresie emisji znacząco mniejsze. Nie bez powodu komin warszawskiej spalarni odpadów komunalnych (ZUSOK) jest dziś najczystszym kominem w Polsce.

Spalanie odpadów od lat budzi wiele kontrowersji oraz protestów społecznych. Liczne publikacje naukowe i raporty specjalistyczne (np. Raport Niemieckiego związku Lekarzy) dowodzą jednak, że funkcjonowanie spalarni odpadów, zarówno spalarni odpadów komunalnych, niebezpiecznych, innych niż niebezpieczne, odpadów medycznych i spalarni odpadów ściekowych, w przypadku dotrzymywania przez nie wymogów określonych w Dyrektywie UE 2000/76/EC w sprawie spalania odpadów, nie wpływa w żaden sposób na zdrowie ludzi ani stan środowiska w rejonie oddziaływania spalarni (Fátima-Reis 2007a, 2007b, Ferre-Huguet 2006, Wang 2008, Moy 2008).

Literatura:

• Ballschmiter K., Zoller W., Buchert H., Clas Th. – Correlation between substitution pattern and reaction pathway in the formation of polychlorodibenzofurans. – Fresenius Zeitschrift für Analistische Chemie, 1985, 322, 587-594;

• Belevi H., Langmeier M. - Factors determining the element behavior in municipal solid waste incinerators. Laboratory experiments. - Environ. Sci. Technol. 2000, 34, 2507-2512;

• Belevi H., Moench H. - Factors determining the element behavior in municipal solid waste incinerators. Field studies. - Environ. Sci. Technol. 200, 34, 2501-2506;

• Büttenberger B., Hansen H. - Das EVT-Müllverbrennungssystem im Hinblick auf die neuesten gesetzlichen Anforderungen. - BWK/TÜV-Umwelt-Special, October 1997, 26-38;

• Cole P., Trchopoulos D., Pastides H., Starr T., Mandel J. S. - Dioxin and cancers: a critical review. - Regulatory Toxicology and Pharmacology, 2003, 38, 378-388;

• Dickson L. C., Karasek F. W. – Model studies of polychlorinated dibenzo-p-dioxin formation during municipal refuse incineration. - Science, 1987, 237, 754-756;

• Eduljee G. H. - Organic micropollutants emissions from waste incineration. - in: Hester R. E., Harrison R. M. (ed.) - „Waste incineration and the environment”, Royal Society of Chemistry, London 1994;

• Environment 2010: our Future, Our Choice. - The Sixth Environment Action Programme of the European Community 2001-2010. - Office for Official Publications of the European Union, Luxembourg, 2001;

• EPA - Exposure and Human Health Reassessment of 2,3,7,8-Tetrachklorobibenzo-p-Dioxin (TCDD) and Related Compounds. Part I. Estimating Exposure to Dioxin-Like Compounds. Volume 2. Sources of Dioxin-Like Compounds in the United States. - US EPA Report EPA/600/P-00/001Bb, September 2000;

• Fátima-Reis M., Pereira-Miguel J., Sampaio C., Aguiar P., Maurício-Melim J., Päpke O. - Determinations of dioxins and furans in blood of non-occupationally exposed populations living near Portuguese solid waste incinerators. - Chemosphere, 2007, 67 (9), S224-S230;

• Fátima-Reis M., Sampaio C., Aguiar P., Maurício-Melim J., Pereira-Miguel J., Päpke O. – Biomonitoring of PCDD/Fs in populations living near Portuguese solid waste incinerators: Levels in human milk. - Chemosphere, 2007, 67 (9), S231-S237;

• Ferre-Huguet N., Nadal M., Schumacher M., Domingo J. L. – Environmental impact and human health risk of polychlorinated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans in the vicinity of a new hazardous waste incinerator: a case study. – Environmental Science and Technology, 2006, 40 (1), 61-66;

• Huang H., Buekens A. – On the mechanisms of dioxin formation in combustion processes. – Chemosphere, 1995, 31, 4099-4117;

• ISWA - Energy from Waste. State of the Art. Report. Statistics. 4th Edition, - ISWA, Copenhagen, January 2002;

• Jay K., Stieglitz L. - Identification and quantification of volatile organic components in emission of waste incineration plants. - Chemosphere, 1995, 30, 1249-1260;

• Johnke B. - Emissionen, Emissionsminderungen sowie emissionsbegrenzende Regelungen - Stand 1997. - VDI Bildungswerk „Primär- und Sekundärseitige Dioxin-Gesamtemissionsminimierungstechniken“, München 1997;

• Liow M. Ch., Lee W. J., Chen S. J., Wang L. Ch., Chung Ch. H., Chen J. H. - Emission polycyclic aromatic hydrocarbons from medical waste incinerators. - J. Aerosol Sci. 1997, 28, 549-550;

• Liu K., Pan W. P., Riley J. T. - A study of chlorine behavior in simulated fluidized bed combustion system. - Fuel, 2000, 79, 1115-1124;

• Mascolo G., Spinosa L., Lotito V., Mininni G., Bagnuolo G. - Lab-scale evaluations on formation of products of incomplete combustion in hazardous waste incineration: influence of process variables. – Wat. Sci. Tech. 1997, 36, 219-226;

• Mastral A. M., Callen M. S., Garcia T. - Toxic organic emissions from coal combustion. - Fuel Proc. Technol. 2000, 67, 1-10;

• Moy P., Krishnan N., Ulloa P., Cohen S., Brandt-Raul P. W. – Options form management of municipal solid waste in New York City: a preliminary comparison of health risk and policy implications. – Journal of Environmental Management, 2008, 87, 73-79;

• Olie K., Vermeulen P. L., Hutzinger O. – Chlorodibenzo-p-dioxins and chlorodibenzo-furans are trace components of fly ash and flue gas of some municipal waste incinerators in the Netherlands. – Chemosphere, 1977, 6, 455-459;

• Pająk T. - Metody pierwotne ograniczenia emisji dioksyn w procesach spalania odpadów komunalnych. - IV Międzynarodowa Konferencja „Dioksyny w Przemyśle”, Politechnika Krakowska, Kraków 1999;

• Rijpkema L. P. M., Krajenbrink G. W., Stijnman P. W. A., de Groot J. L. B . - Survey of municipal solid waste combustion in Europe. - TNO Environmental and Energy Research Report, Apeldoorn, 1993;

• Sukrut S., Thipse E., Dreizin L. - Metal partitioning in products of incineration of municipal solid waste. - Chemosphere, 2002, 46, 837-849;

• Trenholm A. - Identification of PICs in hazardous waste combustion emissions. - Waste Management, 1998, 18, 485-492;

• UBA - Daten zur Anlagentechnik und zu Standorten der thermischen Behandlungsanlagen für Siedlungsabfälle/Restabfälle in Europa. - Umweltbundesamt, Berlin, 5 Auflage (01/2003);

• Vogg H., Stieglitz L. – Thermal behavior of PCDD/PCDF in fly ash form municipal incinerators. – Chemosphere, 1986, 15, 1373-1378;

• Wang J. B., Wang M. S., Wu E. M. Y., Chang-Chien G. P., Lai Y. C. – Approaches adopted to assess environmental impacts of PCDD/F emission from a municipal solid waste incinerator. – Journal of Hazardous Materials, 2008, 152, 968-975;

• Wielgosiński G. - Emissions from waste incineration plants - primary methods of emission reduction – Energetic Policy, 2003, 6, 131-140;

• Wienecke J., Kruse H., Huckfeldt U., Eickhoff W., Wassermann O. - Organic compounds in the flue gas of a hazardous incinerator. - Chemosphere, 1995, 30, 907-913;

• Whiting K. J. - Incineration in Europe. - ASSURRE, Juniper Consultancy Services, 2000.

Najważniejsze akty prawne:

• Ustawa z dnia 27 kwietnia 2001 roku o odpadach (tekst jednolity: Dz. Ust. 2007, Nr 39, poz. 251, zmiana: Dz. Ust. 2007, Nr 88, poz. 587);

• Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 27 września 2001 roku w sprawie katalogu odpadów (Dz. U. 2001, Nr 112, poz. 1206);

• Rozporządzenie Ministra Gospodarki z dnia 21 marca 2002 r. w sprawie wymagań dotyczących prowadzenia procesu termicznego przekształcania odpadów. (Dz. Ust. 2002, Nr 37, poz. 339, zmiany: Dz. Ust, 2004, Nr 1, poz. 2);

• Rozporządzenie Ministra Zdrowia z dnia 23 grudnia 2002 roku w sprawie dopuszczalnych sposobów i warunków unieszkodliwiania odpadów medycznych i weterynaryjnych (Dz. Ust. 2003, Nr 8, poz. 104, Dz. Ust. 2004, Nr 200, poz. 2061);

• Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 13 maja 2004 roku w sprawie warunków, w których uznaje się, że odpady nie są niebezpieczne (Dz. Ust. 2004, Nr 128, poz. 1347);

• Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 13 grudnia 2004 roku w sprawie wymagań w zakresie prowadzenia pomiarów wielkości emisji. (Dz. Ust. 2004, Nr 283, poz. 2842);

• Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 20 grudnia 2005 roku w sprawie standardów emisyjnych z instalacji (Dz. Ust. 2005, Nr 260, poz. 2181);

• Rozporządzenie Ministra Budownictwa z dnia 14 lipca 2006 r. w sprawie sposobu realizacji obowiązków dostawców ścieków przemysłowych oraz warunków wprowadzania ścieków do urządzeń kanalizacyjnych (Dz. U. Nr 136 poz. 964);

• Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 24 lipca 2006 roku w sprawie warunków, jakie należy spełnić przy wprowadzaniu ścieków do wód lub do ziemi oraz w sprawie substancji szczególnie szkodliwych dla środowiska wodnego (Dz. Ust. 2006, Nr 137, poz. 984);

• Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 14 czerwca 2007 r. w sprawie dopuszczalnych poziomów hałasu w środowisku (Dz. Ust. 2007, nr 120, poz. 826);

• Dyrektywa Rady 96/61/WE z dnia 24 września 1996 w sprawie zintegrowanego zapobiegania i ograniczania zanieczyszczeń - Dziennik Urzędowy Unii Europejskiej, L 257/26, 80-94, 10.10.1996;

• Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 2000/76/EC z dnia 4 grudnia 2000 roku w sprawie spalania odpadów - Dziennik Urzędowy Unii Europejskiej, L 332/91, 353-374, 10.12.2000;

• Integrated Pollution Prevention and Control. Reference Document on Best Available Techniques for Waste Incineration. – European Commission, August 2006.