Optimering af røggasrensning efter affaldsforbrænding

NOTAT 

Eltra dok nr. 131344, sag 1994 

28. maj 2002 

Telefon: 79 23 33 33 

Telefax: 75 56 44 77 

Vor ref.: NAJ/bf 

Notat nr.: 00-312 

Projekt nr.: 11803 

Side 1 af 90 

PSO-99-projekt 3.2.3: Optimering af røggasrensning efter affaldsforbrænding. 

(Elsam-rekvisitionsnr. 1999-495). 

Kontrol: Godkendt: 

Tech-wise A/S er et internationalt, rådgivende Tech-wise A/S 

ingeniørfirma med hovedkompetence Kraftværksvej 53 

inden for energi og miljø DK-7000 Fredericia

energy. environment. knowledge. Side 2 af 90 

Optimering af røggasrensning 

efter affaldsforbrænding 

Metoder til overholdelse af kommende 

EU-direktiv for affaldsforbrændingsanlæg 

Eltra-PSO-99-projekt 3.2.3 

Elsam-rekvisitionsnr. 1999-495 

Udarbejdet af ELSAMPROJEKT A/S Marts 2000 

Notat nr.: 00-312 

G:\aaben\11803\00\n312naj.doc Tech-wise A/S er et internationalt, rådgivende Tech-wise A/S 




Indholdsfortegnelse: 

Notat nr.: 00-312 

1. Indledning. ..................................................................................................................6 

2. Konklusion og anbefaling...........................................................................................7 

3. Baggrund.....................................................................................................................9 

3.1 Røggasrensning på danske affaldsforbrændingsanlæg......................................9 

3.2 Tidligere undersøgelser .....................................................................................9 

4. Myndighedskrav .......................................................................................................10 

4.1 EU-direktiv for affaldsforbrændingsanlæg......................................................10 

4.1.1 Baggrund ...........................................................................................10 

4.1.2 Godkendelse og implementering i dansk lovgivning........................11 

4.1.3 Gyldighedsområde ............................................................................11 

4.1.4 Grænseværdier for luft-emissioner....................................................11 

4.1.5 Grænseværdier for spildevands-emissioner ......................................13 

4.2 Bortskaffelse af restprodukter .........................................................................15 

5. Status for danske affaldsforbrændingsanlæg ............................................................16 

5.1 Anlægsoversigt samt status for optimeringstiltag ...........................................16 

5.1.1 Oversigt .............................................................................................16 

5.1.2 Tør proces..........................................................................................16 

5.1.3 Semitør proces...................................................................................17 

5.1.4 Våd proces.........................................................................................17 

5.1.5 Nye anlæg..........................................................................................18 

5.2 Fremtidsplaner.................................................................................................19 

5.3 Måling af emissioner .......................................................................................19 

5.3.1 Generelt .............................................................................................19 

5.3.2 HCl (saltsyre) ....................................................................................20 

5.3.3 HF (Hydrogenfluorid) .......................................................................20 

5.3.4 SO2 (svovldioxid)..............................................................................21 

5.3.5 Støv....................................................................................................22 

5.3.6 TOC (total organisk kulstof) .............................................................22 

5.3.7 NOx (kvælstofilter)............................................................................23 

5.3.8 Dioxin................................................................................................24 

6. Teknologier for optimeret røggasrensning................................................................25 

6.1 Generelt ...........................................................................................................25 

6.2 Fjernelse af dioxiner/furaner ...........................................................................25 

6.2.1 Dannelse af dioxiner/furaner.............................................................25 

6.2.2 Oversigt over metoder til fjernelse af dioxiner .................................26 

6.2.3 Adsorption med aktivt kul eller ler mineraler i posefilter.................27 

6.2.4 Adsorption på posefilter placeret efter kedel (150-200 o C) ..............27 

6.2.5 Adsorption af dioxin på posefilter kombineret med surgasrensning 

(130-150 o C)......................................................................................29 

6.2.6 Adsorption på aktivt kul ved tail-end posefilter................................32 

6.2.7 Adsorption til aktivt kul i en vådskrubber.........................................32 

6.2.8 Innovative processer til dioxinfjernelse ............................................35 

6.3 Fjernelse af NOx ..............................................................................................36 

6.3.1 Generelt .............................................................................................36 





Notat nr.: 00-312 

6.3.2 SNCR - Selective NonCatalytic Reduction.......................................37 

6.3.3 SCR - Selective Catalytic Reduction.................................................37 

6.3.4 Innovative processer..........................................................................38 

6.4 Fjernelse af sure gasser....................................................................................39 

6.4.1 Anvendelse af vådskrubbere .............................................................39 

6.4.2 Optimering af semitørre anlæg..........................................................40 

6.4.3 Optimering af tørre anlæg .................................................................41 

6.5 Fjernelse af støv og partikelbundne tungmetaller ...........................................41 

6.5.1 Posefiltre............................................................................................41 

6.5.2 El-filtre ..............................................................................................41 

6.5.3 Venturi og elektroventuri ..................................................................42 

6.5.4 Innovative processer..........................................................................42 

6.6 Fjernelse af flygtige tungmetaller (kviksølv) ..................................................44 

6.6.1 Generelt .............................................................................................44 

6.6.2 Processer rettet direkte mod kviksølv ...............................................44 

7. Forsøg med optimeret røggasrensning......................................................................46 

7.1 Forsøg med dosering af aktivt kul på Vejen Kraftvarmeværk ........................46 

7.1.1 Formål ...............................................................................................46 

7.1.2 Anlægsbeskrivelse.............................................................................46 

7.1.3 Røggasemissioner..............................................................................46 

7.1.4 Beskrivelse af forsøg samt resultater ................................................47 

7.2 FLS-forsøg med dosering af aktivt kul på Haderslev Kraftvarmeværk ..........49 

8. Optimering af eksisterende røggasrensningsanlæg...................................................50 

8.1 Teknologioversigt............................................................................................50 

8.1.1 Tør proces..........................................................................................50 

8.1.2 Semitør proces...................................................................................51 

8.1.3 Våd 1-trinsproces ..............................................................................52 


8.2 Tør proces med posefilter................................................................................54 

8.2.1 Eksisterende anlæg............................................................................54 

8.2.2 Optimeringsmuligheder.....................................................................54 

8.3 Tør proces med el-filter ...................................................................................57 



8.4 Semitør proces med posefilter.........................................................................59 



8.5 Semitør proces med el-filter ............................................................................61 



8.6 Våd 1-trinsproces med posefilter.....................................................................62 



8.7 Våd 1-trinsproces med el-filter........................................................................65 







Notat nr.: 00-312 



9. Anlægs- og driftsøkonomi ........................................................................................72 

9.1 Forudsætninger................................................................................................72 

9.2 Tør proces med posefilter................................................................................73 

9.3 Tørproces med el-filter ....................................................................................74 

9.4 Semitør proces med posefilter.........................................................................75 

9.5 Semitørproces med el-filter .............................................................................75 

9.6 Våd et-trinsproces med posefilter....................................................................76 

9.7 Våd et-trinsproces med el-filter.......................................................................78 

9.8 Våd to-trinsproces ...........................................................................................80 

9.9 NOx-reduktion .................................................................................................81 

9.10 Emissionsmåleudstyr.......................................................................................83 

9.10.1 Nuværende måleomfang ...................................................................83 

9.10.2 Fremtidigt måleomfang .....................................................................83 

9.10.3 Supplerende måleudstyr ....................................................................83 

9.10.4 Drift og vedligehold ..........................................................................84 

9.10.5 Kontrolmålinger ................................................................................84 

9.10.6 Støvmåling ........................................................................................85 

9.11 Emissionsmålinger ..........................................................................................85 

10. Driftserfaringer med optimeret røggasrensning........................................................86 

10.1 Nye anlæg........................................................................................................86 

10.1.1 Fynsværket, ovnlinie 1 og 2 ..............................................................86 

10.1.2 REFA, ovnlinie 3...............................................................................86 

10.1.3 Svendborg Forbrændingsanlæg, ovnlinie 3.......................................87 

10.2 Retrofit af eksisterende anlæg .........................................................................87 

10.2.1 Amagerforbrænding, ovnlinie 1-4.....................................................87 

10.2.2 I/S Vestforbrænding, ovnlinie 1-4.....................................................88 

10.2.3 Amsterdam-West, Holland................................................................88 

10.2.4 IVRO, Belgien...................................................................................89 

10.2.5 Spittellau, Wien.................................................................................90 





1. Indledning. 

Notat nr.: 00-312 

EU-kommissionen har igennem en årrække arbejdet på et nyt direktiv for affaldsforbrændingsanlæg. 

Dette direktiv, som nu er smeltet sammen med et direktiv for forbrænding 

af farligt affald og foreligger i en foreløbig udgave, vil stille skærpede krav til røggasrensning 

for dioxin, tungmetaller, NOx, sure gasser og støv. 

Mens yderligere rensning af røggassen for sure gasser og tungmetaller kan foretages ved 

hjælp af konventionel teknik, vil rensning for dioxin - og til en vis grad også for NOx - 

kræve anvendelse af ny og mere avanceret teknologi. 

ELSAMPROJEKT fik i begyndelsen af 1999 til opgave at udarbejde et teknologikatalog, 

som giver de danske affaldsforbrændingsanlæg et teknisk/økonomisk grundlag 

for optimalt valg af røggasrensningsteknologi til imødekommelse af de skærpede krav i 

forbrændingsdirektivet. Projektet er finansieret af I/S Eltras PSO F&U-midler. 

Nærværende rapport belyser såvel kendte som innovative teknologier til reduktion af 

disse emissioner og beskriver hvorledes de eksisterende røggasrensningsprocesser kan 

optimeres så emissionskravene honoreres. I forbindelse hermed belyses de enkelte løsningsmetoders 

tekniske, økonomiske og miljømæssige konsekvenser, herunder konsekvenser 

for restprodukter og spildevand. 

Rapporten er opbygget, således at det er muligt kun at koncentrere sig om den teknologi, 

der har interesse. 

Projektet er gennemført af en projektgruppe bestående af: 

- Fælleskemiker Niels Ole Knudsen, NV Kraft A/S (projektleder) 

- Civilingeniør Lars Wolff, Vestkraft A/S 

- Projektingeniør Niels Jakobsen, ELSAMPROJEKT A/S 

Til projektets gennemførelse har endvidere medvirket: 

- Ingeniør Jesper Salling Nielsen, ELSAMPROJEKT A/S 

- Fælleskemiker Alice E. Skriver, SH Energi A/S 

- Driftslederassistent Lars Buhrkall, Vejen Kraftvarmeværk 

Rapportens forfattere vil gerne rette en tak til både anlægsejere og leverandører for velvillig 

assistance ved rapportens tilblivelse. 

Redaktionen er afsluttet ultimo februar 2000. 





2. Konklusion og anbefaling 

Notat nr.: 00-312 

Der findes i Danmark 31 affaldsforbrændingsanlæg for husholdnings- og erhvervsaffald. 

Langt hovedparten af disse anlæg vil i de nærmeste år skulle indføre yderligere 

røggasrensning for at overholde det kommende EU-direktiv for affaldsforbrændingsanlæg. 

Forbrændingsanlæggene er udrustet med henholdsvis tørre, semitørre og våde røggasrensningsanlæg, 

og teknologierne for opgradering skal derfor være tilpasset den enkelte 

type. 

For de tørre og semitørre anlægstyper vil opgraderingen primært skulle omfatte forbedret 

rensning for HCl, SO2, kviksølv og dioxin. For de våde anlægs vedkommende er der 

behov for yderligere rensning for SO2, støv og dioxin. Uafhængigt af røggasrensningsmetoden 

vil der kunne kræves rensning for NOx. Sidstnævnte vil dog ikke kræves for 

anlæg med lille forbrændingskapacitet. 

Nærværende rapport viser, at der for alle anlægstyper foreligger en bred vifte af opgraderingsmuligheder, 

som alle med sikkerhed vil kunne bringe anlæggene til at overholde 

emissionsgrænserne i det kommende EU-direktiv. 

Rapporten gennemgår optimeringsmulighederne for de enkelte anlægstyper. Det skal 

dog pointeres, at der af hensyn til rapportens omfang under hver anlægstype er tale om 

generaliseringer, idet gennemgangen er baseret på den hyppigst forekommende anlægsopbygning. 

De årlige omkostninger angiver de samlede omkostninger for at opfylde alle 

emissionskrav i direktivudkastet. 

Beregningerne af anlæg- og driftsøkonomi viser nedenstående omkostninger pr. ton 

affald opdelt på anlægstyper, ekskl. NOx-reduktion med SNCR: 

Anlægstype Årlig omkostning ved 10 års afskrivning 

Tør proces 20-60 kr/ton affald 

Semitør proces 10-30 kr/ton affald 

Våd proces med posefilter 35-80 kr/ton affald 

Våd proces med el-filter 60-90 kr/ton affald 

Tabel 1 Årlig omkostning for optimering af røggasrensningsanlæg ved 10 års afskrivning 

Udgiften til SNCR andrager 15-30 kr/ton affald afhængigt af anlægsstørrelse og er ikke 

indeholdt i ovenstående tabel, da krav om etablering er afhængigt af anlæggets størrelse. 





Notat nr.: 00-312 

Variationen i de årlige omkostninger dækker dels over forskel i anlægsstørrelse dels 

over en række forskellige tekniske løsningsforslag. 

Ved opgradering af et røggasrensningsanlæg er det vigtigt, at der ikke kun fokuseres på 

den meget omtalte dioxinemission men på den løsning som teknisk og totaløkonomisk 

giver det bedste resultat, når alle forureningskomponenter tages i betragtning. Dette 

indebærer, at det enkelte anlæg skal foretage en langsigtet planlægning for opgradering 

af røggasrensningsanlæggene, så unødvendige investeringer undgås. 

Det anbefales, at det enkelte anlæg får lavet en nøje gennemgang af optimeringsmulighederne, 

baseret på de for anlægget gældende tekniske samt drifts- og emissionsmæssige 

forhold. Denne gennemgang kan derefter danne grundlag for en anbefaling af de tiltag, 

som er nødvendige for at røggasrensningsanlægget kan opfylde EU-direktivet. 





3. Baggrund 

3.1 Røggasrensning på danske affaldsforbrændingsanlæg 

Notat nr.: 00-312 

Affaldsforbrænding i Danmark er karakteriseret ved et relativt stort antal anlæg set i 

forhold til indbyggertallet. Den første egentlige regulering af emissionerne fra affaldsforbrændingsanlæg 

kom med vejledning nr. 3 fra 1986. Samtidigt blev det fastlagt, at 

ældre anlæg etableret før oktober 1974 skulle søge om miljøgodkendelse. De første anlæg 

med HCl-fjernelse idriftsattes omkring 1987 og anvendte hydratkalk og tørprocesser 

til surgasfjernelsen. Ved senere anlæg har våde processer fundet større og større indpas. 

I dag er de danske anlæg således karakteriseret ved at have en relativt stor andel af 

anlæg udstyret med våd røggasrensning og spildevandsudledning. 

Allerede ved udsendelsen af vejledningen i 1986 var det forudsat, at vejledningen kun 

skulle gælde i en kort årrække. I 1989 blev der således vedtaget to EF-direktiver for 

affaldsforbrændingsanlæg: Et for nye anlæg (89/369 EØF af 8. juni 1989) og et for bestående 

anlæg (89/429 EØF af 21. juni 1989). Disse direktiver er blevet implementeret 

ved miljøministeriets bekendtgørelse nr. 10 af 4. januar 1991 om affaldsforbrændingsanlæg 

og er med en revision sidst foretaget i 1997 i princippet de regler, der er gældende 

i dag. 

Ved godkendelse af nye anlæg har miljømyndighederne dog taget forskud på det kommende 

EU-direktiv, idet anlæg godkendt efter 1996-97 alle har været udstyret med dioxinrensning. 

3.2 Tidligere undersøgelser 

I og med at forbrændingsdirektivet har været mange år undervejs i EU-systemet - første 

udkast fremkom i 1993 - har der også været mange overvejelser og undersøgelser om 

konsekvenserne for de danske affaldsforbrændingsanlæg. 

Der er tidligere bl.a. udarbejdet følgende rapporter om emnet: 

Notat “vedr. mulige tekniske tiltag og konsekvenser i forbindelse med opfyldelse af EUdirektiv 

forslag om affaldsforbrænding, dateret 20 august 1994” 

I/S Vestforbrænding, 1994, /1/. 

“Emissioner fra danske forbrændingsanlæg” 

Reno-Sam, januar 1995, /2/. 

For begge rapporters vedkommende er det en del år siden de er udsendt, og de nævnte 

forhold har til dels kun begrænset betydning i dag, da en del forhold i EU-direktivet er 

ændret siden da. 





4. Myndighedskrav 

4.1 EU-direktiv for affaldsforbrændingsanlæg 

4.1.1 Baggrund 

Notat nr.: 00-312 

EU’s rolle inden for luftforurening fra affaldsforbrændingsanlæg begyndte med, at Ministerrådet 

i 1989 udstedte i to direktiver, nr. 89/369 EØF af 8. juni 1989 om forebyggelse 

af luftforurening fra nye affaldsforbrændingsanlæg og nr. 89/429 EØF af 21. juni 

1989 om nedbringelse af luftforurening fra bestående affaldsforbrændingsanlæg. Disse 

to direktiver blev implementeret i dansk lovgivning ved Miljøministeriets bekendtgørelse 

nr. 10 af 4. januar 1991 om affaldsforbrændingsanlæg. 

Da retningslinier for afbrænding af spildevandsslam ikke var indeholdt i denne bekendtgørelse, 

udsendte Miljø-og Energiministeriet en revideret bekendtgørelse nr. 41 af 

14. januar 1997 om affaldsforbrændingsanlæg /3/. I 1993 udsendte Miljøstyrelsen Vejledning 

nr. 2 om begrænsning af forurening fra forbrændingsanlæg /4/. Bekendtgørelsen 

med tilhørende vejledning indeholder de nugældende danske regler på området. 

Alle EU-lande implementerede de to direktiver, dog besluttedes det i Tyskland og Holland 

at indføre strengere krav. I Tyskland skete det med 17. BImSchV fra 1990, som - i 

modsætning til de to direktiver - også gælder for forbrænding af farligt affald. EUkommissionen 

fik i 1994 vedtaget direktiv 94/67 EØF gældende for farligt affald. 

Sideløbende hermed arbejdede EU-kommissionen på et nyt forbrændingsdirektiv for 

“almindeligt affald”. Det første udkast hertil fremkom i 1994 og er siden blevet ændret 

gentagne gange. 

EU-kommissionen vedtog og fremlagde den 7. oktober 1998 sit endelige forslag til nyt 

forbrændingsdirektiv kaldet “Draft Proposal for a Council Directive on the Incineration 

of Waste”. Dette “Draft proposal” sendtes dels til Ministerrådet og til Europaparlamentet, 

som i første halvdel af 1999 foretog en “first reading” og fremkom med kommentarer 

til EU-kommissionen. Disse kommentarer blev behandlet af Ministerrådet og EUkommissionen 

på rådsmødet den 24.-25. juni 1999, som enedes om en fælles holdning, 

en såkaldt “common position” af 30. juni 1999, /5/. 

Den væsentligste nyskabelse heri er, at forslaget til forbrændingsdirektiv (“almindeligt 

affald”) er “sammensmeltet” med EU-direktiv 94/67/EF om forbrænding af farligt affald. 

Hverken de to nugældende direktiver, 89/369 EØF og 89/429 EØF, eller den danske 

bekendtgørelse nr. 41 /3/ gælder for farligt affald. I Danmark er dette reguleret ved 

bekendtgørelse nr. 660 af 11. august 1997 om godkendelse m.v. af anlæg, der forbrænder 

farligt affald. 





Notat nr.: 00-312 

Udkast til EU-direktiv har efterfølgende været igennem “second reading” i Europaparlamentet 

og er derefter afstemt med EU-kommissionen. Der forventes dog ingen afgørende 

ændringer i den kommende proces frem til endelig godkendelse. 

4.1.2 Godkendelse og implementering i dansk lovgivning 

I følge det nuværende forslag vil direktivet efter sin vedtagelse blive offentliggjort i de 

Europæiske Fællesskabers Tidende og træde i kraft på 20-ende dagen herefter. Derefter 

har medlemsstaterne to år til at vedtage de lovændringer der er nødvendige for at efterleve 

direktivet. I praksis vil direktivet dog blive implementeret noget hurtigere. 

Ifølge det nuværende direktivudkast skal eksisterende forbrændingsanlæg overholde 

emissionsgrænserne inden 5 år fra direktivets ikrafttræden. Energi- og Miljøministeren 

har dog i efteråret 1999 lovet Folketinget, at alle danske forbrændingsanlæg inden for 

en 4-5-årig periode skal kunne leve op til kravet om en maksimal emission af dioxin på 

0,1 ng/Nm 3 . 

I praksis må det forventes, at Miljøstyrelsens krav vil blive gennemført ved, at Miljøstyrelsen 

skriver til amterne om at pålægge dem - i forbindelse med næste revision af anlæggenes 

miljøgodkendelse - at stille krav om overholdelse af 0,1 ng/Nm 3 for dioxin. 

4.1.3 Gyldighedsområde 

Som anført i Artikel 2 i udkast til direktiv for affaldsforbrænding /5/ omfatter direktivet 

affaldsforbrændingsanlæg og kombinerede forbrændingsanlæg med en række undtagelser 

nævnt i artikel 2, stk. 1. Det vil sige, at direktivet vil gælde for samtlige danske affaldsforbrændingsanlæg 

inklusive anlæggene til forbrænding af farligt affald. 

4.1.4 Grænseværdier for luft-emissioner 

I Annex V til det nyeste forslag til EU-direktivet for affaldsforbrændingsanlæg dateret 

den 30. juni 1999 /5/ er der oplistet grænseværdier for luft-emissioner. I nedenstående 

tabel sammenholdes døgnmiddelgrænseværdier med de nugældende, danske krav /3/. 

Alle nævnte komponenter i tabellen skal ifølge forbrændingsdirektivet måles kontinuert. 

Komponent EU-direktiv, Proposal 30.06.99 Bekendtgørelse nr. 41, 14.01.97 /3/ 

/5/ 

(Vejledende værdier) 

mg/Nm 3 

Metode mg/Nm 

v. 11% O2 

3 

Kontrol- Metode 

v. 11% O2 periode 

Støv 10 kontinuert 40 døgn kontinuert 

TOC 10 kontinuert 20 stikprøve 





Komponent EU-direktiv, Proposal 30.06.99 Bekendtgørelse nr. 41, 14.01.97 /3/ 

/5/ 


mg/Nm 3 

Metode mg/Nm 

v. 11% O2 

3 



HCl 10 kontinuert 65 døgn kontinuert 

HF 1 kontinuert 2 2 gange årligt stikprøve 

SO2 50 kontinuert 300 2 gange årligt stikprøve 

NOx 

nye og best. 

> 6 tons/h 

NOx best. 

< 6 tons/h 

200 kontinuert - 

400 kontinuert - 

Notat nr.: 00-312 

Tabel 2 Døgnmiddelgrænseværdier for luft-emissioner sammenholdt med de vejledende danske 

værdier. 

For eksisterende anlæg kan godkendelsesmyndigheden fastsætte følgende døgnmiddelgrænseværdier 

for NOx: 

- Anlæg med en nominel kapacitet mindre end eller lig 6 tons/h: 500 mg/Nm 3 gældende 

indtil 1. januar 2008. 

- Anlæg med en nominel kapacitet større end 6 tons/h men mindre end eller lig 16 

tons/h: 400 mg/Nm 3 gældende indtil 1. januar 2010. 

- Anlæg med en nominel kapacitet større end 16 tons/h, men mindre end 25 tons/h 

og som ikke udleder spildevand: 400 mg/Nm 3 gældende indtil 1. januar 2008. 

Endeligt kan støvkravet fraviges for eksisterende anlæg frem til 1. januar 2008 (dog 

maksimalt 20 mg/Nm 3 ). 

I nedenstående tabel over halvtimesværdier anføres to kolonner. Anlægget kan selv 

vælge, om de vil overholde 100% af de årlige halvtimesværdier (kolonne A) eller 97% 

af de årlige halvtimesværdier (kolonne B). 97%-værdierne er - bortset fra HF - identiske 

med døgnmiddelgrænseværdierne. 

Komponent EU-direktiv, Proposal 30.06.99 /5/ 

(100%) A 

mg/Nm 3 (97%) B 

v. 11% O2 

mg/Nm 3 v. 11% O2 

Støv 30 10 

TOC 20 10 

HCl 60 10 

HF 4 2 





Komponent EU-direktiv, Proposal 30.06.99 /5/ 

(100%) A 

mg/Nm 3 (97%) B 

v. 11% O2 

mg/Nm 3 v. 11% O2 

SO2 200 50 

NOx 400 200 

Tabel 3 ½-times grænsemiddelværdier for luft-emissioner. 

Notat nr.: 00-312 

For eksisterende anlæg kan godkendelsesmyndigheden indtil 1. januar 2010 fastsætte, at 

anlæg mellem 6 tons/h og 16 tons/h ikke må overskride 600 mg/Nm 3 for kolonne A 

eller 400 mg/Nm 3 for kolonne B. 

For tungmetaller og dioxiner/furaner skal der foretages stikprøvemålinger i henhold til 

nedenstående tabel: 

Komponent EU-direktiv, Proposal 30.06.99 /5/ Bekendtgørelse nr. 41, 14.01.97 /3/ 


mg/Nm 3 

Kontrol- Metode mg/Nm 


3 



Cd+Tl total 0,05 2 gange Stikprøve total 0,2 2 gange Stikprøve 

årligt 

(Cd+Hg) årligt 

Hg 0,05 2 gange 

årligt 

Stikprøve 

Sb+As+Pb total 0,5 2 gange Stikprøve total 6 2 gange Stikprøve 

+Cr+Co+ 

årligt 

(Pb+Cr+ årligt 

Cu+Mn+ 

Cu+Mn+ 

Ni+V 

Ni+As) 

Dioxiner og 0,1 ng/Nm 

furaner 

3 2 gange Stikprøve 

årligt 

Tabel 4 Emissionsgrænseværdier for tungmetaller og dioxiner/furaner sammenholdt med de vejledende, 

danske værdier. 

4.1.5 Grænseværdier for spildevands-emissioner 

Spildevand fra røggasrensningen skal som udgangspunkt minimeres så meget som muligt. 

Krav til temperatur og flow af spildevand ud af anlægget fastsættes af den lokale/nationale 

myndighed. I Danmark anbefaler Miljøstyrelsen allerede de lokale miljømyndigheder 

(amter/kommuner) at stille krav om kontinuerlig måling af disse to parametre 

og tillade en maksimal temperatur på 50 o C. Derudover skal den lokale myndighed 

fastsætte krav til indhold af organiske og uorganiske forureningskilder i spildevandet. 

I Annex V til det nyeste forslag til EU-direktivet for affaldsforbrændingsanlæg dateret 

den 30. juni 1999 /5/ er der oplistet grænseværdier for nogle forurenende kilder i spildevandet. 

Disse grænseværdier er i nedenstående tabel 5 sammenholdt med de nuværende 

anbefalinger i den danske lovgivning. Den danske lovgivning har ikke hidtil stillet kon- 





Notat nr.: 00-312 

krete krav men har tildelt denne myndighed til den enkelte kommune, der så vurderer 

den samlede belastning af de kommunale rensningsanlæg og der ud fra tildeler de enkelte 

virksomheder - herunder affaldsforbrændingsanlæg - grænseværdier for udledning af 

spildevand. 

Kompo- EU-direktiv, Proposal 30.06.99 /5/ Bekendtgørelse nr. 41, 14.01.97 /3/ 

nent 


mg/l Kontrol- Metode mg/l Kontrol- Metode 

periode 

periode 

Partikler 45 døgnværdi kontinuert 300 døgnværdi kontinuert 

(suspenderet 

stof) 

*1 

Kviksølv 0,03 døgnværdi stikprøve 0,003 døgnværdi stikprøve 

(Hg) 

hver måned 

Cadmium 0,05 døgnværdi stikprøve 0,003 døgnværdi stikprøve 

(Cd) 

hver måned 

Thallium 0,05 døgnværdi stikprøve 2* 

(Tl) 

hver måned 

Arsen (As) 0,15 døgnværdi stikprøve 

hver måned 

2* 

Bly (Pb) 0,2 døgnværdi stikprøve 

hver måned 

0,1 døgnværdi stikprøve 

Chrom 

0,5 døgnværdi stikprøve 0,3 døgnværdi stikprøve 

(Cr) 

hver måned 

Kobber 0,5 døgnværdi stikprøve 0,5 døgnværdi stikprøve 

(Cu) 

hver måned 

Nikkel (Ni) 0,5 døgnværdi stikprøve 

hver måned 

0,25 døgnværdi stikprøve 

Zink (Zn) 1,5 døgnværdi stikprøve 

hver måned 

3 døgnværdi stikprøve 

Dioxiner 0,3 ng/l stikprøve 2 

døgnværdi stikprøve 

og furaner 

*3 

gange årligt 

Tabel 5 Emissionsværdier for udledning af spildevand sammenholdt med de vejledende, danske værdier. 

*1 95% af de målte værdier skal være under 30 mg/l. 

Indtil 1. januar 2008 kan myndighederne tillade, at 80% af de målte værdier ikke overskrider 30 mg/l, og at ingen 

overskrider 45 mg/l. 

*2 Stoffet er ikke vurderet. 

*3 Defineret som en vægtet sum af de individuelle dioxiner og furaner i henhold til Annex I i udkast til direktiv for 

affaldsforbrænding, dateret 30. juni 1999. 

Det ses, at de fleste krav er lempeligere end de danske vejledende værdier, og der synes 

derfor ikke de store problemer med at overholde kravene i direktivet. 

I den danske vejledning /14/ er der endvidere vejledende værdier for bundfældeligt stof 

(50 ml/l), cyanider (1 mg/l) og sølv (0,25 mg/l). 





4.2 Bortskaffelse af restprodukter 

Notat nr.: 00-312 

Røggasrensning efter affaldsforbrænding er ledsaget af en produktion af restprodukter, 

der skal bortskaffes på miljømæssigt forsvarlig vis. I tørre og semitørre røggasrensningsanlæg 

fremkommer et restprodukt bestående af en blanding af flyveaske, reaktionsprodukter 

og uforbrugt kalk. I våde røggasrensningsanlæg produceres flyveaske og 

spildevandsslam; disse to produkter blandes ofte inden bortskaffelse. 

De ovennævnte restprodukter har et højt indhold af tungmetaller, der udvaskes i forskelligt 

omfang ved deponering. Dette medfører, at produkterne ikke er egnet til direkte 

udlægning på kontrollerede lossepladser. For øjeblikket eksporteres derfor hovedparten 

af den danske produktion til deponering eller nyttiggørelse i Tyskland og Norge. 

De danske miljømyndigheder ønsker imidlertid, at der findes en dansk løsning på dette 

problem. Der er derfor udpeget tre pladser (AV-miljø, Klintholm og Glatved) til en 

fremtidig deponering af disse restprodukter, og VVM-undersøgelser af de tre deponier 

er igangsat. Disse undersøgelser forventes afsluttet i 2001. 

De tre pladser vil kunne modtage stabiliserede restprodukter, der er behandlet således, at 

tungmetaludvaskningen er reduceret meget betydeligt. Der er derfor sideløbende i forskelligt 

regi igangsat udviklingsarbejde med det formål at udvikle egnede stabiliseringsprocesser. 

Det må forventes, at etablering af en dansk deponeringsløsning for restprodukter fra 

røggasrensning efter affaldsforbrænding ligger nogle år ude i fremtiden. 





5. Status for danske affaldsforbrændingsanlæg 

5.1 Anlægsoversigt samt status for optimeringstiltag 

5.1.1 Oversigt 

Notat nr.: 00-312 

I forbindelse med nærværende projekt udsendtes i november 1999 et spørgeskema til 

samtlige danske affaldsforbrændingsanlæg, primært angående opbygning af røggasrensningsanlæg, 

emissionsniveauer samt status for optimering af anlæg. Anlæggenes 

hoveddata er samlet i skemaet vedlagt som bilag 1. 

5.1.2 Tør proces 

I nedenstående skema ses de ovnlinier, som er forsynet med tør røggasrensning: 

Anlæg Ovnlinie Kapacitet 

VEGA 1 og 2 2,5 tons/h 

REFA 1 og 2 4,2 tons/h 

BOFA 1 2,5 tons/h 

Vestfyns Forbrænding 1 og 2 2 tons/h 

Svendborg Forbrændingsanlæg 1 4 tons/h 

Svendborg Forbrændingsanlæg 2 3,5 tons/h 

Vejen Kraftvarmeværk 1 4,3 tons/h 

Horsens Kraftvarmeværk 1 og 2 5 tons/h 

Grenaa Forbrændingsanlæg 1 2,5 tons/h 

Nordforbrænding 1, 2 og 3 3 tons/h 

Skagen Forbrænding 1 2 tons/h 

Tabel 6 Oversigt over ovnlinier med tør røggasrensning. 

Som det ses, er der hovedsagelig tale om ældre anlæg med en lille kapacitet. Ingen af 

anlæggene er optimeret til at opfylde kravene, som stilles i udkast til EU-direktiv. 

I forbindelse med nærværende projekt har Vejen Kraftvarmeværk kørt forsøg med dosering 

af aktivt kul for kviksølv- og dioxin-fjernelse (se afsnit 7.1), og Horsens Kraftvarmeværk 

har etableret vandindsprøjtning i reaktoren for optimering af surgasrensningen. 

Skagen Forbrænding har ligeledes kørt forsøg med vandindsprøjtning. 





5.1.3 Semitør proces 

I nedenstående skema ses de ovnlinier, som er forsynet med semitør røggasrensning: 

Anlæg Ovnlinie Kapacitet 

Amagerforbrænding 1, 2, 3 og 4 12 tons/h 

KARA 3 og 4 7 tons/h 

KAVO 1 6 tons/h 

KAVO 2 4 tons/h 

Forbrændingsanlæg Århus Nord 3 8 tons/h 

Reno Nord 1 og 2 8 tons/h 

Reno Nord 3 10 tons/h 

Tabel 7 Oversigt over ovnlinier med semitør røggasrensning. 

Notat nr.: 00-312 

Indtil videre er det kun Amagerforbænding, som har iværksat tiltag som skal sikre, at 

anlægget kan overholde de skærpede emissionsgrænseværdier i EU-direktivet (aktivt 

kul-anlæg til fjernelse af kviksølv og dioxin på ovnlinie 1-4 samt SNCR-anlæg på en 

ovnlinie). 

5.1.4 Våd proces 

I nedenstående skema ses de ovnlinier, som er forsynet med våd røggasrensning: 

Anlæg Ovnlinie Kapacitet Bemærkninger 

Forbrændingsanlæg 

Nord 

Århus 1 og 2 7,6 tons/h 

AVV Forbrændingsanlæg 1 og 2 3 tons/h Fælles anlæg med linie 3 

AVV Forbrændingsanlæg 3 6 tons/h 

Vestforbrænding 1, 2, 3 12 tons/h Opgradering er iværksat 

Vestforbrænding 4 14 tons/h Opgradering er iværksat 

FASAN 1, 2 og 3 4,5 tons/h 

Sønderborg Kraftvarmeværk 1 8 tons/h 

Haderslev Kraftvarmeværk 1 og 2 4,5 tons/h 

Kolding Kraftvarmeværk 1 og 2 4 tons/h 

Kolding Kraftvarmeværk 3 9,5 tons/h 

Hadsund Forbrændingsanlæg 1 og 2 1,3 tons/h 





Anlæg Ovnlinie Kapacitet Bemærkninger 

Reno Syd 1 4 tons/h Fælles med linie 2 

Reno Syd 2 5,5 tons/h 

Knudmoseværket 2 5 tons/h 

Måbjergværket 1 og 2 9 tons/h 

Hammel Forbrænding 1 2,3 tons/h 

Fællesforbrænding 1 3 tons/h 

Kraftvarmeværk Thisted 1 6,4 tons/h 

Aars Varmeværk 1 3,5 tons/h Fælles med linie 2 

Aars Varmeværk 2 5 tons/h 

Frederikshavn affalds KVV 1 5 tons/h 

Notat nr.: 00-312 

Tabel 8 Oversigt over ovnlinier med våd røggasrensning og deres status for opfyldelse af EUdirektivet. 

Af ovennævnte våde anlæg er det kun I/S Vestforbrænding, som konkret er påbegyndt 

opgradering af anlægget for overholdelse af EU-direktivet. 

5.1.5 Nye anlæg 

I nedenstående skema ses de nye ovnlinier, som kan opfylde EU-direktivet: 

Anlæg Ovnlinie Kapacitet Type røggasrensning 

REFA 3 9 tons/h Semitør 

Svendborg Forbrændings- 3 6 tons/h Våd (dioxin fjernes ved våd dioxinreduktianlægon) 

KARA 5 20 tons/h Våd (Flugstrom)*1 

Vestforbrænding 5 26 tons/h Våd (Flugstrom) 

Fynsværket 1 og 2 8 tons/h Våd (Flugstrom) 

SNCR anlæg er ikke idriftsat (anlægget er 

købt til at SNCR kan installeres) 

Fynsværket *2 3 16 tons/h Våd (posefilter efter kedel) 

Tabel 9 Oversigt over nye ovnlinier, som opfylder/garanteret til at opfylde alle emissionskrav i EUdirektivet 

*1 Dioxin fjernes i posefilter efter genopvarmning efter skrubberanlægget. 

*2 Idriftsættes år 2000 





Notat nr.: 00-312 

Ovennævnte anlæg har som minimum garantiværdier som anført i udkast til EU-direktiv 

på ordretidspunktet. Enkelte anlæg har dog valgt at have garantiværdier, som er ca. det 

halve af direktivudkastet på ordretidspunktet. 

5.2 Fremtidsplaner 

Langt de fleste anlægsejere er meget bevidste om de skærpede krav i det kommende 

EU-direktiv for affaldsforbrændingsanlæg, men for de fleste anlægs vedkommende afventes 

dog det endelige direktiv, før der iværksættes optimering af røggasrensningsanlæggene. 

Denne holdning skyldes givetvis, at kravene er blevet ændret, hver gang der er 

kommet et nyt udkast til direktivet, og anlægsejerne vil derfor - forståeligt nok- være 

sikre på, at det er de endelige krav, samt at tidshorisonten for implementering er endeligt 

fastlagt. Samtidigt afventes miljømyndighedernes krav i forbindelse med revision af 

miljøgodkendelsen. 

De eneste anlæg, som direkte har påbegyndt en ombygning af røggasrensningsanlæggene 

på eksisterende gamle ovnlinier, så kravene kan opfyldes, er de to største anlæg I/S 

Amagerforbrænding og I/S Vestforbrænding (se afsnit 10.2.1 og 10.2.2). 

Som anført i afsnit 4.1.2 vil de øvrige anlæg sandsynligvis blive mødt med skærpede 

krav i forbindelse med revision af den 4-årige miljøgodkendelse. 

5.3 Måling af emissioner 

5.3.1 Generelt 

I forbindelse med førnævnte spørgeskema til affaldsforbrændingsanlæggene blev der 

bedt om oplysninger om emissionniveau for HCl, HF, SO2, støv, TOC, NOx og dioxiner. 

Emissionsmålinger af HCl og støv foretages i henhold til bekendtgørelse nr. 41 kontinuert, 

mens der foretages stikprøvemålinger af HF og SO2. 

Stikprøvemålinger af NOx og dioxin er foretaget på eget eller myndighedernes initiativ, 

og der er kun udført få målinger sammenholdt med de førnævnte emissionsmålinger. 

NOx er typisk målt i forbindelse med optimering af forbrændingsprocessen og er derfor 

ikke nødvendigvis udtryk for en sand middelværdi for anlægget. 

De oplyste emissionsværdier er samlet i de efterfølgende diagrammer og sammenholdt 

med den nuværende grænseværdi, såfremt den findes i bekendtgørelse nr. 41 /3/, samt 

emissionsgrænsen for de pågældende elementer i udkast til EU-direktiv /5/. 





5.3.2 HCl (saltsyre) 

mg/Nm3, tør 

70 

60 

50 

40 

30 

20 

10 

0 

Affaldsforbrænding - Data fra anlægsoversigt 

HCl 

DK Bek.g. nr 41: 

65 mg/Nm3 

Figur 1 HCl-emission 

EU -d ir.-fo rsla g : 

10 mg/Nm3 

Tør (8) Semitør (11) Våd (32) Nye anlæg (4) 

Notat nr.: 00-312 

Ovenstående figur viser, at for de tørre og semitørre anlæg er setpunktet valgt, så den 

gældende emissionsgrænse overholdes med en sikker margin samtidigt med et mindst 

muligt kalkforbrug. For de våde anlæg afspejler målingerne, at en velfungerende skrubber 

vil give en emission omkring 10 mg/Nm 3 . 

5.3.3 HF (Hydrogenfluorid) 

mg/Nm3, tør 

2,5 

2 

1,5 

1 

0,5 

0 


HF 

EU-dir.-forslag : 1 mg/ Nm3 

Figur 2 HF-emission 

DK Bek.g. nr. 41: 2 mg/Nm3 


Ovenstående figur viser, at tørre og semitørre anlæg forventes at kunne overholde emissionskravet 

for HF, mens våde anlæg først ved etablering af andet skrubbertrin med 

sikkerhed vil kunne overholde emissionskravet. 





5.3.4 SO2 (svovldioxid) 

mg/Nm3, tør 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

Figur 3 SO2-emission 


SO2 

DK Bek.g. nr 41: 

300 mg/Nm3 

EU-dir.-forslag: 

50 mg/Nm3 


Notat nr.: 00-312 

Ovenstående figur viser noget overraskende at semitørre anlæg har en højere SO2emission 

end tørre anlæg, hvilket kunne skyldes forskelle i SO2-koncentrationen i rågassen, 

da der ikke er noget der taler for, at tørre anlæg skulle være mere effektive end 

semitørre anlæg. For de våde anlægs vedkommende er det tydeligt, at der skal etableres 

SO2-rensning. 





5.3.5 Støv 

mg/Nm3, tør 

45 

40 

35 

30 

25 

20 

15 

10 

5 

0 

Figur 4 Støvemission 


Støv 


Notat nr.: 00-312 

Ovenstående figur illustrerer forskellen på anlæg med henholdsvis posefilter og el-filter. 

Ved de tørre og semitørre anlæg udstyret med posefilter opnås større sikkerhed mod 

forhøjet støvemission, mens våde anlæg med elektrofilter er mere afhængige af de aktuelle 

driftsforhold (vedligehold mv.). 

5.3.6 TOC (total organisk kulstof) 

mg/Nm3, tør 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 


TOC EU-dir.-forslag : 

10 mg/Nm3 






Figur 5 TOC-emission 

Notat nr.: 00-312 

Ovenstående figur antyder, at anlæg med posefilter giver større sikkerhed mod overskridelse 

af TOC-emisionskravet. Det ses endvidere, at anlæggene ikke får problemer 

med overholdelse af TOC-kravet. 

5.3.7 NOx (kvælstofilter) 


EU-dir.-forslag for nye anlæg & eks. 

anlæ g > 6 t/h: 200 mg/Nm3 

450 

400 

350 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

mg/Nm3, tør 

Figur 6 NOx-emission 

NOx 

EU dir.forslag for eks.anlæg 

< 6 t/h: 400 mg/Nm3 


Ovenstående figur er ikke udtryk for rensningseffektivitet men udelukkende et udtryk 

for ovn-/kedelanlæggets NOx-produktion. Endvidere ses - dog afhængigt af anlægsstørrelse, 

at alle anlæg skal etablere NOx-rensning for at overholde EU-kravet. 





5.3.8 Dioxin 

ng/Nm3, tør 

3,0 

2,5 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

Figur 7 Dioxinemission 


Dioxiner 

EU-dir.-forslag : 

0,1 ng/Nm3 


Notat nr.: 00-312 

Ovenstående figur illustrerer forskellen på anlæg med henholdsvis posefilter og el-filter. 

Ved de tørre og semitørre anlæg udstyret med posefilter opnås en vis dioxinrensning, 

dels på grund af den lavere støvemission, dels fordi posefiltre giver en vis dioxinrensning, 

idet dioxinerne adsorberes til støv- og kalklaget på poserne. 

Resultatet skal tages med et vist forbehold på grund af de få målinger men afspejler 

sandsynligvis situationen på de fleste anlæg. 





6. Teknologier for optimeret røggasrensning 

6.1 Generelt 

6.2 Fjernelse af dioxiner/furaner 

6.2.1 Dannelse af dioxiner/furaner 

Notat nr.: 00-312 

Dioxiner og furaner er en fællesbetegnelse for stofgruppen “polychlorerede dibenzo-p- 

dioxiner” (PCDD), som omfatter 75 forskellige enkeltstoffer samt stofgruppen furaner, 

“polychlorerede dibenzofuraner” (PCDF), som omfatter i alt 135 forskellige enkeltstoffer. 

Når man i daglig tale bruger betegnelsen dioxin, tænkes der primært på stoffet “Sevesodioxin”, 

2,3,7,8-tetrachlordibenzodioxin, som ifølge toksikologiske undersøgelser er 

den giftigste isomer. I denne tekst anvendes fremover termen dioxin som fælles betegnelse 

for PCDD og PCDF. 

Ved fastlæggelse af emissionsværdier/emissionsgrænser for PCDD og PCDF måles 17 

af de mest giftige enkeltstoffer (congener). Herefter vægtes de målte værdier ud fra enkeltstoffernes 

giftighed, og der omregnes til et ækvivalent mål for indholdet af “Sevesodioxin” 

/6/. 

Dioxin i røggassen kan stamme fra tre kilder: 

- Affald indeholder (små mængder) dioxiner, som ved ufuldstændig forbrænding 

ikke bliver nedbrudt og derved kan frigives. 

- Dioxiner dannes ved kemiske reaktioner ud fra chlorholdige organiske forbindelser 

(precursors) f.eks. 2,3-chlorphenol eller hexachlorbenzen. 

- Dioxiner dannes ved syntese af chlor(forbindelser) og organiske molekyler (De 

Novo-syntese). 

Dannelse af dioxiner ud fra precursors (klorholdige, organiske forbindelser) er en væsentlig 

dannelsesmekanisme for dioxiner. Mængden af dioxiner afhænger af koncentration, 

temperatur, opholdstid og blandingsforhold for de indgående precursors. Et vigtigt 

primærtiltag er derfor at sikre en god udbrænding i ovnen, hvilket eksempelvis kan sikres 

ved at overholde myndighedskravet om 850EC og 6% O2 samt sikre god turbulens i 

ovnen. 

Ved “De Novo-syntese” forstås dannelse af dioxiner ud fra chlor og simple organiske 

stoffer. Denne dannelse kan foregå ved temperaturer omkring 200-400EC (især omkring 

300EC) og under medvirken af katalytiske metalklorider, f.eks. kobberchlorid. Det er 

derfor væsentligt, at røggassen køles hurtigt i det kritiske temperaturområde, og at el- 





Notat nr.: 00-312 

filter/ posefilter, hvor metalklorider ophobes, ikke ukritisk placeres i dette temperaturområde. 

Der er endnu ikke fuld klarhed over de mekanismer, der fører til dannelse af dioxiner, 

men det lader til, at følgende fire forudsætninger skal være til stede: 

- Ufuldstændig forbrænding af organisk materiale. 

- Tilstedeværelse af spormetaller, f.eks. kobber og en overflade, der kan virke som 

katalysator. 

- En opholdstid på mindst 1 sekund under 600EC. 

- En klorkilde. 

Som primærtiltag til reduktion af dioxindannelsen kan inhibitorer tilsættes røggassen. 

Det er eftervist, at tilsætning af aminer, ammoniak eller urinstof kan mindske dannelsen 

af dioxin med op til 90%. Mekanismen formodes at være, at kompleksdannelse mellem 

aminerne og kobbersaltene i flyveasken blokerer for den katalytiske aktivitet, der er en 

betingelse for dioxindannelsen /7/. 

Det er i denne forbindelse værd at bemærke, at ved indførelse af SNCR til NOxreduktion 

vil man netop få et ammoniakslip efter kedlen på ca. 10 mg/Nm 3 , som vil 

have den tilsigtede bieffekt. 

6.2.2 Oversigt over metoder til fjernelse af dioxiner 

Dioxiner kan enten fjernes fra røggassen ved adsorption til et passende stof, f.eks. aktivt 

kul (lermineraler/zeolitter) eller ved oxidation på en katalytisk overflade. 

Adsorption af dioxiner kan i princippet foretages på et vilkårligt sted i røggasrensningsprocessen, 

blot temperaturen er under 200-300EC. De foretrukne metoder er: 

- Dosering af aktivt kul, lermineraler eller lignende før et posefilter. 

- Adsorption til aktivt kul i en våd skrubber. 

- Fixed bed aktivt kul filtre til dioxinrensning. 

De katalytiske metoder omfatter: 

- Katalytisk nedbrydning i et low-dust, tail-end DeNOx-anlæg 





Notat nr.: 00-312 

- Nedbrydning af dioxin i et katalytisk posefilter/eller i katalytisk imprægnerede filterkerter. 

Adsorptionsprocesserne har den fordel fremfor de katalytiske processer, at kviksølv ved 

temperaturer under 200EC adsorberes til aktivt kul og dermed vil blive fjernet samtidigt. 

Fjernes dioxin katalytisk, vil man skulle rense for kviksølv separat. 

I det følgende vil de enkelte metoder blive nærmere beskrevet. 

6.2.3 Adsorption med aktivt kul eller ler mineraler i posefilter 

Dioxinfjernelse i posefilter kan foretages på et vilkårligt sted i røggasrensningsprocessen 

blot temperaturen er under ca. 220EC. Under danske forhold vil følgende anlægskombinationer 

være relevante: 

- Ved 150-200EC som “front end”-rensning før et vådskrubberanlæg. 

- Ved 130-150EC i et tørt eller semitørt anlæg under samtidig fjernelse af HCl. 

- Ved 100-130EC som tail end-anlæg efter et vådskrubberanlæg med forudgående 

rensning for HCl. 

Temperaturgrænserne vil være et kompromis mellem energi- og kemikalieøkonomi 

samt posefiltrenes temperatur- og korrosionsbestandighed. 

I princippet kunne rensningen også foretages i et elektrofilter, men da hovedparten af 

dioxinrensningen foregår ved røggassens passage af posefilterdugen, vil kemikalieforbruget 

ved en elektrofilterløsning være betydeligt større og stærkt afhængigt af, hvorledes 

additivet doseres i den foranstående røggaskanal. 

Doseringsmængden ved posefilterløsningerne er afhængig af temperaturen i røggassen 

og udgør typisk 150 mg/Nm 3 ved højtemperaturanvendelse og ca. 50 mg/Nm 3 ved dosering 

i et 130EC tail end-posefilter. 

6.2.4 Adsorption på posefilter placeret efter kedel (150-200 o C) 

Fjernelse af dioxiner/furaner og kviksølv kan foretages ved dosering af pulveriseret 

Herd Ofen Koks (HOK), eventuelt aktivt kul, lermineraler (zeolitter) eller lignende efter 

kedlen ved et temperaturniveau på 150-200EC. Rensningen kan eventuelt gennemføres 

samtidig med fjernelse af HCl og SO2 fra røggassen ved dosering af eksempelvis hydratkalk. 





Notat nr.: 00-312 

HOK doseres ind i en bærestrøm af luft og reguleres enten i forhold til kedellast eller ud 

fra røggasflowet. Denne regulering sikrer dels, at man ikke får et overforbrug ved lavere 

last, dels mindsker det risikoen for selvantændelse ved lavere last, da HOKkoncentrationen 

i flyveasken ikke øges. 

Ved anvendelse af HOK tilsættes typisk 1-1,5 kg HOK pr. ton affald, svarende til 150- 

250 mg/Nm 3 røggas. Mængden af HOK der skal anvendes afhænger dels af dioxinindholdet 

efter kedlen, dels af temperaturen i posefilteret. Ved høj temperatur adsorberes 

dioxin ikke så effektivt til HOK, dels oxideres HOK hurtigere jo højere temperaturen er. 

Ud fra en ren massebalancebetragtning er det et voldsomt overskud af HOK, der tilsættes. 

Vægtmæssigt svarer mængden til op mod 10 mio. gange den fjernede dioxin. 

Selve adsorptionen af dioxinerne foregår i støvlaget på ydersiden af filterposen, hvilket 

betyder, at der er en sammenhæng mellem tryktab og rensningseffektivitet. Det er således 

nødvendigt at acceptere et vist tryktab over poserne for at sikre et passende støvlag 

på poserne, hvilket leverandørerne af posefiltrene normalt har taget højde for ved fastlæggelsen 

af kriterier for rensecyklus for filteret. 

Samtidigt med adsorptionen af dioxin fjernes også kviksølv og en del SO2 og SO3 fra 

røggassen. Analogt med dioxinadsorptionen fremmes fjernelse af kviksølv også af lav 

temperatur. 

Restproduktet fra tør fjernelse af dioxin må forventes deponeret. Produktet må betegnes 

som uegnet til enhver form for genanvendelse. Det indeholder en blanding af dioxin, 

kviksølv, tungmetaller, aktivt kul og flyveaske. 

Som alternativ til aktivt kul kan anvendes lermineraler. Eksempelvis markedsfører firmaet 

Walhalla-Kalk i Tyskland produktet Dioxorb, som er et lermineral blandet med 

kalk. Produktets væsentligste fortrin er, at Dioxorb i modsætning til aktivt kul ikke er 

brændbart. 

Ved placering af posefilteret lige efter kedlen er der specielt ved retrofit-anlæg risiko 

for, at anlægsdele af plast eller glasfiber på grund af den såkaldte memory-effekt vil 

afgasse adsorberet dioxin i op til et år efter dioxinrensningens etablering og derved forhindre 

en overholdelse af direktivets krav på 0,1 ng dioxin/Nm 3 . Såfremt det er tidsmæssigt 

muligt, vil en løsning på memory-problemet være at fremrykke idriftsættelsestidspunktet 

for anlægget med op mod et år, udskifte plastfyldlegemer i skrubberen, da 

især polypropylen er kendt for en høj affinitet for dioxin eller tilsætte aktivt kul til 

skrubberen i en overgangsperiode. 

Årsagen til at plastmaterialer begynder at afgasse dioxin, når der foretages dioxinrensning 

“upstream” er, at dioxinindholdet i den rensede røggas kommer under ligevægtsdamptrykket 

for dioxin-plastblandingen. For et ældre anlæg, hvor plastoverfladerne 

er mættet med dioxin, vil mængden af dioxin der frigives derfor være ligefrem pro- 





Notat nr.: 00-312 

portional både med plastoverfladearealet og med dioxinkoncentrationen før rensningsprocesserne 

blev installeret. 

I Danmark er Fynsværkets affaldforbrændingsanlæg linie 3, der idriftsættes i år 2000 et 

eksempel på dioxinrensning i posefilter og ved en temperatur på ca. 160 o C. Røggasrensningsanlægget 

er leveret af Steinmüller. 

6.2.5 Adsorption af dioxin på posefilter kombineret med surgasrensning (130-150 

o C) 

Fjernelse af dioxiner kombineret med surgas(HCl)-rensning gennemføres i praksis både 

ved tørre og semitørre anlæg, f.eks. NIROs sprayabsorptions-anlæg, ABB’s NID-anlæg 

og FLS Miljøs GSA-anlæg. 

Det overordnede princip for dioxinfjernelse er ved de tre anlægstyper det samme. Dvs. 

aktivt kul doseres i i røggassen og reaktionsprodukterne opsamles i et posefilter. Som 

nævnt i afsnit 6.2.4 vil både aktivt kul, HOK og lermineraler kunne anvendes til rensningsprocessen. 

Ved anlæggene vil reaktionsprodukt, dioxin og surgasser normalt alle blive fjernet i 

samme posefilter, hvilket betyder, at restprodukter vil indeholde en blanding af alle 

komponenter. 

TQr rQggasrensning NIRO 

KA LK 

V 

A 

N 

D 

RQggas 

Evt. Recirku lation 

Sprayabsorber 

RQggas 

Aktivt 

kul 

POSEFILTER 

Restprodukter 

til deponi 

Figur 8 Principskitse af sprayabsorbtionsanlæg (f.eks. NIRO) 

Ved sprayabsorbtionsprocessen forstøves en kalkopslemning ind i røggassen ved brug 

af et roterende aggregat i toppen af sprayabsorberen, hvorefter kalken reagerer med 

røggassens sure bestanddele. 



inden for energi og miljø DK-7000 Fredericia 

RQggas


Notat nr.: 00-312 

Reaktionsprodukterne tørres af den kølede, men stadig varme røggas til et fint pulver. 

En mindre del af pulveret udskilles i bunden af absorberen, som virker som en slags 

grovcyklon, mens hovedparten af partikelmængden udskilles i det efterfølgende posefilter. 

Ved sprayabsorptionsanlæg vil dioxinkravet på 0,1 ng/Nm 3 normalt ikke kunne overholdes 

uden tilsætning af adsorbent, men koncentrationen vil ligge i området 0,1-2 

ng/Nm 3 . 

Ved Amagerforbrænding, hvor der er installeret et NIRO/Fläkt-sprayabsorptionsanlæg, 

har ABB installeret et aktivt kul-anlæg til reduktion af kviksølv og dioxin i røggassen. I 

anlægget doseres - mellem kedel og røggasrensningsanlæg - aktivt kul i en mængde 

svarende til ca. 150 gram aktivt kul pr. ton affald. Herved opnås ca. 90% rensning af 

restindholdet af kviksølv og ca. 95% rensning for dioxin. 

Anlægget blev idriftsat primo 1997 og har fungeret stort set upåklageligt siden. For 

Amagerforbrænding har etableringen af aktivt kul-anlægget betydet en reduktion i den 

årlige dioxinemission fra ca. 2 gram til omkring 0,2 gram/år. Der henvises i øvrigt til 

afsnit 10.2.1. 

Tør røggasrensning “NID” 

Røggas 

KALK 

Aktivt 

kul 

VAND 

POSEFILTER 

Recirkulation af 

flyveaske og restprodukt 

Figur 9 Principskitse af tørre anlæg (f.eks. ABB’s NID-anlæg) 

Røggas 

Tør rensning har traditionelt været baseret på, at pulverformig tørlæsket hydratkalk indblæses 

i røggassen, som derefter ledes til et posefilter. Temperaturen kan styres til ca. 

140 o C enten ved køling af røgen i en economiser eller ved køling ved indsprøjtning af 

vand. 




Røggas


Notat nr.: 00-312 

Opfyldelse af kravene til kviksølv og dioxiner kræver tilsætning af kulstof som adsorbent. 

Dette kan ske på to måder enten ved separat indblæsning af pulverformigt aktivt 

kul eller ved anvendelse af hydratkalk tilsat en mindre mængde brunkulskoks (HOK), 

således at kalk og kul indblæses sammen. 

I afsnit 7.1 er forsøg med dosering af aktivt kul på Vejen Kraftvarmeværk nærmere beskrevet. 

VAND 

TQr rQggasrensning GSA 

KALK 

Aktivt 

kul 

RQggas 

G 

S 

A 

reaktor 

Cyklon 

RQggas 

POS EFILTER 

Restprodukter 

til deponi 

Figur 10 Principskitse af semitørre fluid bed-anlæg (f.eks. FLS Miljøs GSA-anlæg) 

Ved fluidbed-processen, der i FLS Miljøs udgave kaldes et GSA-anlæg (Gas Suspension 

Absorber), forstøves kalksuspensionen i et venturirør i bunden af en reaktor. I den 

efterfølgende cyklon udskilles ca. 99% af faststoffet. Det udskilte faststof recirkuleres 

til bunden af reaktoren, mens den rensede røggas via et posefilter (foretrukket) eller 

elektrofilter ledes til skorsten. 

Den meget høje recirkulationsrate for restprodukt og kalk giver en meget høj faststofkoncentration 

i GSA-reaktoren. Da dioxin kondenserer på faste overflader betyder dette, 

at GSA-anlæg ved indgående dioxinkoncentrationer under 5 ng/Nm 3 selv uden dosering 

af aktivt kul eller andre adsorbenter er i stand til at overholde de skærpede krav til dioxin. 

Ved anlæg, hvor dioxinkoncentrationen periodevis kan overskride 5 ng/Nm 3 - dvs. 

de fleste anlæg, vil FLS Miljø dog anbefale tilsætning af aktivt kul. 

Affaldsforbrændingsanlægget REFA på Falster der idriftsattes ultimo 1999 er udstyret 

med et FLS Miljø GSA-anlæg. Ved anlægget doseres aktivt kul for overholdelse af dioxinkravet 

på 0,1 ng/Nm 3 . Der henvises til nærmere beskrivelse af driftserfaringer i afsnit 

10.1.2. 




RQggas


6.2.6 Adsorption på aktivt kul ved tail-end posefilter 

Notat nr.: 00-312 

Adsorption på aktivt kul ved brug af tail-end posefiltre er en meget anvendt teknik både 

ved nyanlæg og ved retrofit af våde anlæg. Princippet er, at man efter et traditionelt, 

vådt to-trins-anlæg, hvor der er renses for sure gasser, støv og tungmetaller genopvarmer 

røggassen og herefter doserer en blanding af kalk og aktivt kul ind i røggassen. 

Selve dioxin- (og kviksølv)fjernelsen foregår herefter i et efterkoblet posefilter, hvor 

reaktionsproduktet opsamles. 

En fordel ved dette koncept er at reaktionsproduktet kan genindfyres i kedlen, hvorved 

dioxinen bundet til aktivt kul bliver destrueret ved forbrænding, mens kviksølven frigives 

for senere at blive fjernet igen i første skrubbertrin i det våde røggasrensningsanlæg. 

Anlæg af denne type er installeret på Fynsværkets ovnlinie 1 og 2, Vestforbrændings 

ovnlinie 5, KARAs ovnlinie 5 og Nordforbrændings ovnlinie 4. 

Kravet til genopvarmning efter 2. skrubbertrin afhænger af valget af konstruktionsmaterialer 

i røggaskanaler og posefilter men ligger i området 100-130 o C 

For denne anlægstype taler, at posefilteret virker som et meget effektivt “politifilter” og 

dermed giver en høj sikkerhed for, at emissionsgrænseværdierne for både støv, tungmetaller, 

sure gasser og dioxin overholdes. Ulempen er en højere anlægsomkostning, da 

støvfjernelse indgår to gange i røggasrensningskæden, og at energiøkonomien påvirkes 

af at røggassen skal genopvarmes. Til gengæld er forbruget af aktivt kul typisk kun en 

tredjedel af forbruget ved dosering ved 160 o C lige efter kedlen. 

6.2.7 Adsorption til aktivt kul i en vådskrubber 

6.2.7.1 Generelt 

Dioxiner kan absorberes i vandfasen i en vådskrubber, men på grund af en meget lav 

opløselighed er det ikke praktisk muligt at fjerne dioxiner blot ved skrubning med vand. 

Ved at tilsætte aktivt kul til vandfasen i skrubberen opnås, at dioxiner opløst i vand 

straks adsorberes til det aktive kul. Herved opnås, at yderligere dioxin kan absorberes i 

vandet osv. Effekten af at tilsætte aktivt kul er således til stadighed at fjerne den dioxin, 

der absorberes i vandfasen. 

De tre væsentligste parametre til opnåelse af en effektiv dioxinfjernelse med denne teknik 

er: 

- Et højt L/G-forhold (liquid gas ratio). 

- En høj koncentration af aktivt kul i absorbervæsken. 

- En lav temperatur i skrubberen. 





Notat nr.: 00-312 

Dioxinrensningen kan både foretages i første og andet skrubbertrin i anlægget. Det 

Schweiziske firma Von Roll foretrækker rensning i første trin, mens det franske firma 

LAB SA foretrækker rensning i andet trin. 

6.2.7.2 Von Rolls proces 

Von Rolls proces er en kombination af gasfase-adsorption af dioxin kombineret med 

vådadsorption af dioxin i første skrubbertrin. I Von Rolls proces tilsættes aktivt kul tørt 

i røggaskanalen før quenchen ved indgangen til første skrubbertrin. Doseringsmængden 

udgør omkring 100 mg/Nm 3 , og det dioxinbelastede aktive kul udtages sammen med 

spildevandet fra første trin i skrubberen. Det aktive kul recirkuleres ikke, hvorfor kulkoncentrationen 

i skrubbervandet er relativt lav. Dette betyder, at rensningsgraden sjældent 

når over 90%, hvilket igen betyder at Von Roll ikke i alle tilfælde vil garantere 0,1 

ng/Nm 3 . Til gengæld betyder det lave aktivt kul-indhold i skrubberen, at eksisterende 

skrubbere normalt kan anvendes uden ombygning. 

6.2.7.3 LAB’s proces 

Det franske firma LAB SA vil normalt kunne garantere dioxinrensning ned til 0,1 

ng/Nm 3 . En forudsætning er dog, at firmaets egne “granilab”-skrubbere anvendes, Disse 

er karakteriseret ved at kunne håndtere høje faststofindhold og høje L/G-forhold. 

Følgende driftsbetingelser skal generelt være opfyldt. 

- Et højt L/G forhold, gerne 10-20 liter/m 3 røggas der skal renses, for at sikre en 

effektiv kontakt mellem røggas og væske. 

- For at sikre en effektiv overførsel af dioxin til det aktive kul anvendes relativt høje 

kulkoncentrationer i skrubberen, typisk 100-150 gram aktivt kul pr. liter skrubbervæske. 

- Opløselighed og ligevægtskonstanter for adsorption af dioxin til aktivt kul er meget 

temperaturafhængige, hvilket betyder at dioxinrensningen fremmes af lav 

temperatur i skrubberen. De maksimale temperatur bør ikke overstige 60EC for at 

sikre en tilstrækkelig effektiv rensning. 

I spildevandsudtaget fra skrubberprocesserne adskilles spildevand og aktivt kul ved sedimentation. 

Hovedparten af det udskilte aktive kul recirkuleres, mens en mindre del 

genindfyres i ovnen. 





Notat nr.: 00-312 

Det eneste anlæg af denne type, der endnu er etableret i Danmark er ved affaldsforbrændingsanlægget 

i Svendborg, hvor dioxinrensning med LAB-processen er gennemført 

siden medio 1999. Driftserfaringerne er nærmere beskrevet i afsnit 10.1.3. 

6.2.7.4 Øvrige leverandører 

Af øvrige leverandører kan nævnes, at FLS Miljø på forsøgsbasis har udført tests på 

Haderslev Affaldsforbrændingsanlæg med tilsætning af aktivt kul i første skrubbertrin 

(se nærmere beskrivelse i afsnit 7.2). 

6.2.7.5 Fjernelse af dioxin i fixed bed-kulfiltre 

Tidligere anvendtes fixed-bed, aktivt kul-filtre til dioxinrensning, men dårlige erfaringer 

med dannelse af hot spots eller deciderede brande i filtrene har gjort, at denne type filtre 

stort set ikke installeres mere. Ved eksisterende filtre overvåges CO-niveauet nøje for 

eventuelt at kunne forebygge brande. 

6.2.7.6 Katalytisk fjernelse af dioxin 

Selektiv katalytisk reduktion (SCR) af NOx ved brug af ammoniak er kendt teknologi og 

anvendes i vid udstrækning på affaldsforbrændingsanlæg i Tyskland og Holland, hvor 

kravene til NOx-reduktion er høje. Da røggas fra affaldsforbrændingsanlæg indeholder 

høje koncentrationer af både alkalimetaller og tungmetaller, er SCR-anlæg blevet installeret 

som low dust-anlæg sidst i røggasrensningskæden for at undgå forgiftning af katalysatorelementerne. 

Det har vist sig, at SCR-katalysatorer samtidigt med NOx-reduktionen er i stand til at 

destruere (oxidere) dioxiner. Effektiviteten med hensyn til samtidig NOx- og dioxinfjernelse 

afhænger af fabrikatet af katalysatorelementerne. Anvendes SCR-katalysatorelementer 

som eneste dioxinrensningstiltag, vil kravet til dioxinrensningsgrad blive 

det dimensionerende, og SCR-katalysatoren vil derfor typisk blive op til tre gange større. 

Det nødvendige temperaturniveau til opnåelse af en tilstrækkelig katalysatoraktivitet til 

NOx-reduktion ligger i området 120-350EC. Da valget af reaktortemperatur i sidste ende 

er en økonomisk afvejning mellem ønsket om høj katalysatoraktivitet, dvs. høj temperatur, 

og et ønske om mindst mulig genopvarmning, anvendes SCR-katalysatorer typisk 

ved temperaturer på 150-250EC. 

Såfremt der samtidig ønskes dioxinrensning, kan der som tommelfingerregel forventes 

en tilfredsstillende DeNOx-rate og dioxinfjernelse ved temperaturer mellem 200EC og 





Notat nr.: 00-312 

350EC. Af energiøkonomiske årsager vil man dog vælge anlæg, der kan drives ved en 

temperaturer mellem 200EC og 250EC. 

6.2.8 Innovative processer til dioxinfjernelse 

6.2.8.1 Anvendelse af katalytiske filterposer 

Firmaet Gore har med basis i deres velkendte filterposer af teflon udviklet et 

GORETEX-membranfilter, hvor bæremediet i filterposen er fremstillet af en blanding af 

teflon og et katalytisk aktivt materiale. Den katalytisk aktive del af filterposen er placeret 

på rengassiden af filterdugen, hvilket vil sige at katalysatoren reelt er et low dustkatalysatorfilter 

og dermed beskyttet mod deaktivering. 

Anvendelsesområdet og princippet i posefilteret er som følger: 

Posefilteret placeres efter economiseren i ovn/kedel anlægget ved en temperatur på 180- 

260EC. Ved anlæg med SNCR-anlæg til NOx-fjernelse skal temperaturen ifølge Gore 

dog være lidt højere (230 o C) for at undgå blinding af filteret med ammoniumbisulfat 

(NH4 H SO4). I posefilteret, der er af membrantypen, fjernes flyveasken til under 1 

mg/Nm 3 . Når røggassen har passeret GORETEX-membranen, passerer røggassen videre 

forbi den katalytisk aktive filterdug, herved sker der en nedbrydning at dioxiner og furaner 

til CO2, HCl og H2O. Omdannelsesraten ligger over 99%. 

I pilotskala har Gore godt 20.000 timers driftserfaring med processen. Gore har installeret 

et fuldskalaanlæg ved IVRO forbrændingsanlægget i Roeselare i Belgien. Efter 

7.000 timers drift er aktiviteten af katalysatormaterialet stadig fuldt tilfredsstillende, og 

emissionsværdierne ligger stadig under kravet på 0,1 ng/Nm 3 . Se nærmere beskrivelse i 

afsnit 10.2.4. 

Såfremt temperaturniveauet efter en kedlen ligger i området 180-260EC er Goreprocessen 

velegnet til retrofit af ældre anlæg. I forhold til tilsvarende processer, hvor 

dioxinfjernelsen foregår ved tilsætning af aktivt kul i et posefilter er fordelen, at dioxinen 

rent faktisk nedbrydes og ikke blot opsamles i restproduktet. Hertil kommer, at der 

ikke er noget forbrug af hjælpestoffer og dermed ingen brandteknisk risiko som ved 

aktivt kul. 

6.2.8.2 Von Rolls 4D-filter 

Von Rolls 4D-filter er et keramisk kertefilter beregnet til højtemperaturrensning af forgasningsgasser. 

Filterets basismateriale er “Pyrotex”, som er et sædvanligt anvendt filtermedium, 

men her imprægneret med DeNOx-katalysatormateriale. Som navnet antyder 

er virkningen af filteret firdobbelt. 





Notat nr.: 00-312 

DeNOx, Filteret er en SCR DeNOx-katalysator. 

Dioxin removal Filteret nedbryder dioxin katalytisk. 

Dry absorption Ved tilsætning af kalk fungerer filteret som et almindeligt tøranlæg 

til fjernelse af sure gasser. 

Dust removal Filteret fjerner støv til under 1 mg/Nm 3 

Filteret er udviklet til anvendelse i temperaturområdet 200-300EC, hvor der sikres en 

tilstrækkelig NOx-rensningsgrad. 

Rensningsgraden for dioxin ligger omkring 90% ved det anvendte katalysatormateriale, 

hvilket ikke er tilstrækkeligt til overholdelse af 0,1ng/Nm 3 i alle driftssituationer. For at 

sikre en robust fjernelse af dioxin er det derfor nødvendigt enten at tilsætte aktivt 

kul/lermineraler til røggassen eller fjerne den sidste rest dioxiner i et senere rensningstrin, 

f.eks. ved vådskrubning med aktivt kulopslemning. 

Da Von Roll-filteret er placeret i den urensede røggas ved 200-300EC, vil der ske en 

deaktivering af de katalytiske kerter, bl.a. på grund af afsætning af ZnCl2 samt heraf 

følgende øget trykfald. For at reaktivere katalysatoren er der derfor indført et regenereringstrin 

for katalysatoren, hvor ét filterkammer ad gangen regenereres ved brug af 

varm luft. 

Von Roll har etableret et pilotanlæg ved affaldsforbrændingsanlægget Emmenspitz i 

Schweiz. Anlæggets kapacitet er 170 m 3 /h, og driftstiden er primo 2000 mere end 7.000 

timer. 

6.3 Fjernelse af NOx 


I Danmark har det hidtil ikke været nødvendigt at reducere NOx-udslippet ved affaldsforbrænding. 

Ved nyere anlæg som f.eks. Vestforbrændings ovnlinie 5 og KARAs ovnlinie 

5 er der etableret DeNOx-anlæg for at kunne overholde kravene til det kommende 

EU-direktiv. 

I Tyskland hvor kravene til NOx reduktion har været strammere, og hvor myndighederne 

har stillet krav om anvendelse af BAT (Best Available Technology), er der indført 

DeNOx-foranstaltninger på samtlige affaldsforbrændingsanlæg. På ca. 70% af anlæggene 

er valgt SCR (Selectiv Catalytic Reduction) -teknologi, mens man på de resterende 

30% af anlæggene har valgt SNCR (Selectiv NonCatalytic Reduction). 





6.3.2 SNCR - Selective NonCatalytic Reduction 

Notat nr.: 00-312 

Princippet for SNCR (Selectiv NonCatalytic Reduction) er, at røggassens indhold af 

NO og NO2 ved temperaturer mellem 850-1050EC reagerer direkte med ammoniak 

(NH3) under dannelse af frit kvælstof. 

4NH3 + 4NO + O2 ---> 4 N2 +6 H2O 

SNCR er totaløkonomisk den billigste måde at reducere NOx på. Begrænsningerne ligger 

dels i reduktionsgraden, som næppe når over 75%, og i kravet til et temperaturvindue 

i ovn/kedel på omkring 850-1050EC. 

En vurdering af om SNCR er en anvendelig teknologi til NOx-fjernelse på et givet anlæg 

vil typisk foregå i to trin: Først temperaturmålinger i kedlen for at påvise, om det 

rette temperaturniveau er til stede under de almindeligt forekommende lastforhold og 

brændværdier for affaldet. Herefter gennemførelse af fuldlastforsøg til endelig verifikation 

af metodens anvendelighed. 

Temperaturmålingerne skal foretages både ved lav og høj belastning af ovnen og med 

forskellige affaldstyper for at sikre, at “temperaturvinduet” er til stede under alle lastforhold. 

Ved affaldsforbrændingsanlæg vil man typisk vælge at dosere ammoniak som en 25% 

vandig opløsning (NH4OH). Dette er dyrere end ren ammoniak, men sikkerhedsmæssigt 

er ammoniakvand at foretrække. 

Ved SNCR-metoden vil der altid være et ammoniakslip, som ved et velfungerende anlæg 

typisk vil ligge omkring 10 mg/Nm 3 . Ved den senere køling af røggassen skal man 

være opmærksom på, at ammoniak og HCl (SO3) ved temperaturer under 200EC danner 

NH4Cl-aerosoler, som eventuelt kan tilstoppe posefiltre eller lignende. Dette betyder 

kort sagt, at man ved anvendelse af SNCR-processen skal foretage en nøje procesmæssig 

gennemgang af det efterfølgende anlæg for at sikre sig mod uventede bivirkninger. 

6.3.3 SCR - Selective Catalytic Reduction 

Fjernelse af NOx i SCR-katalysatorer kan i dag betragtes som kendt teknologi og er som 

nævnt ovenfor den hyppigst anvendte teknologi i Tyskland. SCR-processen giver en høj 

rensningsgrad, et lavt ammoniakslip og samtidigt kan en vis destruktion af dioxin gennemføres. 

Ulemperne ved processen er mest af økonomisk og af virkningsgradsmæssig 

(energiøkonomisk) art. 

Forudsætningerne for at kunne etablere et SCR-anlæg er principielt et lavt (meget lavt) 

støvniveau og en passende høj temperatur. Dette betyder, at SCR-anlæg altid er blevet 





Notat nr.: 00-312 

etableret som tail end-anlæg, hvor røggassen først er renset for alle tænkelige forureningskomponenter 

og herefter genopvarmet for at opnå den rette reaktor temperatur. 

Det nødvendige temperaturniveau til opnåelse af en tilstrækkelig katalysatoraktivitet til 

NOx-reduktion ligger i princippet i området 120-350EC. Da valget af reaktortemperatur 

i sidste ende er en økonomisk afvejning mellem ønsket om høj katalysatoraktivitet, dvs. 

høj temperatur og et ønske om mindst mulig genopvarmning, anvendes SCRkatalysatorer 

dog typisk ved temperaturer på 150-250EC. 

SCR-anlæg anses normalt for meget driftssikre anlæg. Eksempelvis har anlægget Spittelau 

i Østrig været i drift i mere end ti år uden væsentlig deaktivering af katalysatoren 

eller andre driftsmæssige problemer. Inden for de seneste par år har man dog både i 

Tyskland og ved et enkelt anlæg i Luxembourg set voldsomme katalysatorbrande forårsaget 

af en kombination af ophobninger af organisk materiale i katalysatoren samtidigt 

med forekomst CO-peaks i røggassystemet. 

Årsagen til disse brande skal søges i, at DeNOx katalysatoren er en oxidationskatalysator, 

hvor man under bestemte temperaturforhold kan få en forbrænding, der som en 

varm bølge (”hot wave”) breder sig ind gennem katalysatoren. De resulterende temperaturer 

bliver ekstremt høje og kan resultere i, at selv de bærende jernkonstruktioner 

“brænder”. 

6.3.4 Innovative processer 

6.3.4.1 Fjernelse af NOx ved vådskrubning 

Fjernelse af NOx kan foretages i en våd skrubber ved tilsætning af et oxidationsmiddel, 

f.eks. natriumklorit, der oxiderer NO til NO2, der er vandopløselig og dermed opløselig 

i skrubbervæsken. Rensningseffektiviteten er typisk 30-50%. Processen kræver minimale 

investeringer ved eksisterende vådskrubberanlæg. Driftsudgifterne er til gengæld høje. 

Der forekommer at være store, uløste spildevandsproblemer med denne proces, der 

dermed ikke umiddelbart kan anbefales. 

6.3.4.2 Anvendelse af Von Rolls 4D-filter 

Som nævnt i afsnit 6.2.8.2 har Von Roll udviklet højtemperaturbestandige SCRfilterkerter, 

der - placeret i et “high dust”-område - kan anvendes til NOx-reduktion. 

Katalysatoraktiviteten falder som ventet ret hurtigt i kerterne, men i modsætning til almindelige 

high dust-katalysatorelementer kan filterkerterne regenereres med varm luft, 

hvorved ZnCl2 og andre katalysatorgifte fjernes. Teknologien kan dog endnu ikke betragtes 

som fuldt kommerciel. 





6.4 Fjernelse af sure gasser 

6.4.1 Anvendelse af vådskrubbere 


Notat nr.: 00-312 

Fjernelse af HCl og SO2 i vådskrubbere er velkendt teknologi. Af historiske årsager og 

fordi man normalt ønsker en god kviksølvudskillelse i vådskrubberanlægget, opdeles 

vådskrubbere i to trin; dvs. et stærkt surt første trin, hvor HCl og kviksølv fjernes og et 

neutralt andet trin, hvor SO2-rensning foregår. To-trinsvådskrubberanlæg vil normalt 

altid være i stand til at overholde de fremtidige krav til HCl og SO2. 

6.4.1.2 HCl-fjernelse 

Første trin i de danske vådskrubberanlæg er alle opbygget på samme måde. Røggassen 

med en temperatur på mellem 110 og 160EC køles ved direkte vandsindsprøjtning i en 

quench til den såkaldt “adiabatiske mætningstemperatur” dvs. ca. 60EC. Herefter passerer 

røggassen et skrubbertårn, hvor røggassen vaskes med yderligere vand for fjernelse 

af HCl, HgCl2 og en del af reststøvindholdet i røggassen. Ved Fynsværkets linie 3 er 

quench og skrubber sammenbygget til en enhed, hvilket dog resulterer i en højere HClemission 

ud af første trin. 

Fra skrubberen udtages saltsyreholdigt spildevand. Ved visse anlæg som en fast mængde 

pr. time, mens andre anlæg regulerer spildevandsudtaget efter ledningsevnen. Såfremt 

spildevandsudtaget er placeret i skrubberen, udtages spildevandet typisk som en 

2,5% HCl-opløsning, mens man ved et spildevandsudtag placeret i quench-sektionen 

kan opnå en koncentration på saltsyren på omkring 7-8%. 

Et enkelt firma, LAB SA, tilsætter kalksten direkte i første skrubbertrin og regulerer 

skrubberen ved et pH omkring 2. Forudsætningen for at kunne tilsætte kalksten på dette 

sted er, at både dyser, pumper og selve skrubbertårnet kan operere med et vist faststofindhold 

i skrubbervæsken. 

6.4.1.3 SO2-fjernelse 

For at fjerne SO2 i andet skrubbertrin tilsættes enten NaOH eller kalksten for at holde 

pH omkring 5-6. Ældre og mindre to-trinsanlæg er i Danmark udstyret med NaOHskrubbere. 

Ingen af disse anlæg har dog fungeret efter hensigten, fordi spildevandet fra 

andet trin bestående af natriumsulfat (Na2SO4) ikke har kunnet fældes hensigtsmæssigt 

som gips. 





Notat nr.: 00-312 

Ved de fleste anlæg er natriumsulfatopløsningen blot blevet tilledt i neutralisationstrinnet 

for spildevandet fra første trin og har herved ført til udfældninger og opblokninger 

med gips i den resterende del af spildevandsrensningsanlægget. 

For at bringe disse anlæg i funktionsduelig stand skal SO2-rensningstrinnet udstyres 

med et decideret gipsfældningsanlæg efterfulgt af gipsafvanding i kammerfilterpresse 

eller lignende. Ved mindre anlæg kan det dog være attraktivt at transportere spildevandet 

i tankvogn til et gipsproducerende røggasrensningsanlæg for at spare anlægsomkostningerne. 

Ved større anlæg er SO2-rensningen blevet foretaget i en gipsproducerende kalkstensskrubber 

svarende til den teknologi, der anvendes på kulkraftværker. Den producerede 

gips deponeres dog oftest, dels fordi krystalstørrelsen - på grund af en meget lav svovlbelastning 

- er for lille og dermed er svær at afvande, dels fordi gipsen ikke efterfølgende 

vaskes for klorider mm. 

Det vil dog være muligt og hensigtsmæssigt at foretage en videre oparbejdning af gipsen 

eksempelvis på et kraftværks gipsanlæg både for at øge genbruget men selvfølgelig 

også for at spare deponeringsomkostninger. 

6.4.2 Optimering af semitørre anlæg 

6.4.2.1 Sprayabsorbtionsanlæg 

Ved de normalt anvendte driftsbetingelser for sprayabsorptionsanæg kan der være problemer 

med overholdelse af emissionkravene for HCl. På kemikaliesiden er der teknisk 

set to muligheder for øgning af rensningsgraden: Enten øget kalktilførsel eller overgang 

til et mere reaktivt produkt som f.eks. LHoist-produktet Spongiacal, som har en større 

specifik overflade end almindeligt brændt kalk. 

På det enkelte anlæg vil det være en afvejning af kemikalie- og deponeringsomkostninger 

der afgør hvilken løsning, der er økonomisk optimal. Valg af strategi vil normalt 

kræve gennemførelse af fuldskaladriftsforsøg. 

6.4.2.2 Fluid bed-anlæg, eksempelvis FLS Miljøs GSA-anlæg 

Ved GSA-anlæg, hvor recirkulationraten er meget høj, vil der normalt ikke være problemer 

med overholdelse af skærpede krav til surgasfjernelse. Ved ældre GSA-anlæg 

doseres den læskede kalk som en 20-25% vandig opslemning, hvilket betyder, at der vil 

være en kobling mellem vand- og kalktilsætning. Det kan ved disse anlæg overvejes at 

overgå til dosering af tørlæsket kalk og separat vanddosering for herved bedre at kunne 

optimere fugtstyring i røggassen og kalkdosering uafhængigt. 





6.4.3 Optimering af tørre anlæg 

Notat nr.: 00-312 

Tørre anlæg har traditionelt været karakteriseret ved et relativt højt støkiometrisk forbrug 

af kalk for at sikre tilfredsstillende lave emissionsværdier. 

Også de tørre processer er i de senere år blevet optimeret. Et eksempel er ABB’s NIDproces 

(New Integrated Design) med forbedret proceskontrol (ARHC = Active Relative 

Humidity Control). NID-anlæg er som ved alle tørre processer bygget op omkring et 

posefilter. Ved NID-anlæg holdes udskilt reaktionsprodukt fluidiseret i bundtragten og 

flyder herved ved egen kraft ud i en befugterskrue, hvor kalk og vand samt aktivt kul 

tilsættes. I forhold til traditionelle tørre anlæg er NID-anlæg karakteriseret ved en langt 

mere aktiv og præcis styring af den relative fugtighed i posefilteret for herved at optimere 

surgasrensningsprocesserne samt ved en meget høj recirkulationsrate for kalk og reaktionsprodukt. 

ABB skønner, at man ved NID-anlæggene kan rense HCl ned til et niveau omkring 5 

mg/Nm 3 uden voldsomme stigninger i kalkforbruget. 

6.5 Fjernelse af støv og partikelbundne tungmetaller 

6.5.1 Posefiltre 

Anvendelse af posefiltre til støvfjernelse ved affaldsforbrændingsanlæg forventes fremover 

at blive den fremherskende teknologi. Ved anvendelse af posefiltre fås en meget 

høj sikkerhed mod overskridelse af støvemissionskravene under alle driftsforhold. Endvidere 

kan posefiltre ved tilsætning af kalk, aktivt kul, lermineraler, sulfider osv. direkte 

målrettes til fjernelse af specifikke, gasformige komponenter i røggassen. De tekniske 

muligheder herfor er beskrevet i rapportens øvrige afsnit. 

Valget af posefiltermateriale vil typisk være bestemt af hvilket temperaturniveau, filteret 

vil blive udsat for. De mest temperatur- og kemikaliebestandige filtre består af fluorpolymerer 

(teflon) og kan anvendes op til 260EC, men disse filtre er til gengæld også de 

dyreste. Uanset valg af filtre vil der kunne påregnes en støvrensning ned til omkring 1 

mg/Nm 3 . 

6.5.2 El-filtre 

Elektrofiltre var tidligere state-of-the-art. Der er tale om en meget robust og driftssikker 

støvfjernelsesmetode, som med et tre-zonefilter har givet et emissionsniveau fra 10-30 

mg/Nm 3 . 





Notat nr.: 00-312 

Den fremtidige anvendelse af elektrofiltre forventes at blive i kombination med posefiltre 

eller venturirensningsmetoder, hvor støvrensningen foretages i to trin, eksempelvis 

først og sidst i røggasrensningskæden. 

6.5.3 Venturi og elektroventuri 

Venturi- og elektroventuriprocesser anvendes primært til slutrensning af røggasser, ofte 

i kombination med elektrofiltre og vådskrubberanlæg. Venturiskrubbere er meget anvendt 

i den kemiske industri til støvfjernelse, mens anvendelsen til røggasser har været 

relativt begrænset, hvilket nok primært skyldes, at venturiskrubbere er mest hensigtsmæssige 

ved lave støvbelastninger, da man ellers vil få problemer med håndtering af 

store mængder våd flyveaske. 

Ved anvendelse af venturiskrubbere opnås støvniveauer under 5 mg/Nm 3 , og ved elektroventuriskrubbere, 

dvs. en venturiskrubber med en højspændingselektrode til opsamling 

af submikrone dråber, kan opnås støvniveauer omkring 1 mg/Nm 3 . 

6.5.4 Innovative processer 

6.5.4.1 Initialseparator 

Inertiel filtrering er en ny form for partikelfiltrering, som er udviklet inden for de sidste 

5 år. De første aggregater blev udviklet i småskala til filtrering af kulstøv fra laserprintere, 

mens nyere projekter omfatter luftmængder op til 100.000 Nm 3 /h. 

Partikelseparationen er baseret på, at røggassen skal passere en hurtigt roterende overflade, 

hvor partikler på grund af centrifugalkraften frasepareres. Princippet fremgår af 

nedenstående figur: 





Figur 11 Principskitse. Partikelseparation ved inertiel filtrering. 

Notat nr.: 00-312 

Filtreringseffektiviteten ligger et sted mellem elektrofiltre og posefiltre, men til forskel 

fra posefiltre stilles ingen krav om maksimaltemperatur i røggassen. De hidtidige erfaringer 

tyder på at støvemissionsniveauer ned til 3 mg/Nm 3 kan opnås. Energiforbruget 

ligger på 0,5 kWh/1.000 Nm 3 /8/. 





6.6 Fjernelse af flygtige tungmetaller (kviksølv) 


Notat nr.: 00-312 

Fjernelse af kviksølv fra røggasser udgør et selvstændigt område ved røggasrensning, 

dels fordi kviksølv er et flygtigt og meget toksisk tungmetal, dels fordi kviksølv både 

kan optræde som metallisk kviksølv Hg 0 og som ionisk kviksølv Hg ++ , f.eks. som 

HgCl2. De to former for kviksølv skal fjernes på forskellig vis. 

Metallisk kviksølv er uopløseligt i vand men adsorberes effektivt til aktivt kul, HOK 

o.lign., mens ionisk kviksølv mest effektivt fjernes ved vådskrubning. Under forbrændingsprocesserne 

i kedlen frigives kviksølv som metallisk kviksølv, hvorefter det under 

afkølingen i større eller mindre grad oxideres til ionisk kviksølv. Forholdet mellem de 

to former for kviksølv afhænger bl.a. af HCl-indholdet i røggassen og kan derudover 

påvirkes ved tilsætning af oxidationsmidler. 

Ved fjernelse af specielt metallisk kviksølv er der mange ligheder med dioxinfjernelse, 

og en række af de processer, der anvender aktivt kul til dioxinfjernelse, vil samtidigt 

kunne fjerne kviksølv. 

Kviksølv adsorberes også til flyveaske og andre faste partikler. Da adsorptionen ikke 

tilnærmelsesvis er så kraftig som ved aktivt kul, er det en betingelse, at temperaturen og 

dermed kviksølvs damptryk er lavere end krævet ved aktivt kul. Eksempelvis har semitørre 

røggasrensningsanlæg, f.eks. FLS Miljøs GSA-anlæg, en høj rensningsgrad for 

kviksølv alene begrundet i en lav temperatur - omkring 135EC - og et meget højt faststofindhold 

i GSA-reaktoren. 

6.6.2 Processer rettet direkte mod kviksølv 

6.6.2.1 Natriumtetrasulfid-processen 

Babcock Borsig Power (tidligere L. C. Steinmüller GmbH) anvender additivet natriumtetrasulfid, 

Na2S4, som additiv til forbedret fjernelse af kviksølv fra røggasser. 

Ved tørre eller semitørre anlæg vil doseringsstedet være før posefilteret, hvorved Hg 0 

(gasformigt) omdannes til HgS (faststof), der herefter kan udskilles i posefilteret. Dosering 

af natriumtetrasulfid anvendes bl.a. ved anlægget til forbrænding af farligt affald i 

Böhlen i Tyskland. 

Ved våde anlæg vil doseringsstedet være før quenchen til første skrubbertrin, hvorved 

både Hg 0 og HgCl2 omdannes til HgS (faststof), der senere kan fjernes via skrubberanlæggets 

spildevandsrensningsanlæg. Dosering af natriumtetrasulfid efter dette koncept 

anvendes ved “VERA”-affaldsforbrændingsanlægget i Hamborg. 





6.6.2.2 Brintperoxid-metoden 

Notat nr.: 00-312 

Götaverken Miljø AB har i samarbejde med Forschungszentrum Karlsruhe udviklet den 

såkaldte MercOx-process, hvor grundideen er at oxidere al metallisk kviksølv til ionisk 

kviksølv ved tilsætning af brintperoxid (H2O2) for derved at muliggøre en effektiv fjernelse 

ved vådskrubning. Metoden retter sig især mod forbrænding af slam og farligt 

affald, hvor man på grund af et “ugunstigt“ forhold mellem HCl og Hg har en forholdsvis 

høj andel af metallisk kviksølv i røggassen. 

MercOx-skrubberen vil i april 2000 blive idriftsat på det svenske SAKAB-anlæg, der 

forbrænder farligt affald. 

Samtidigt med oxidationen af Hg 0 sker samtidig en oxidation af SO2 til SO3, hvorved 

der direkte i skrubberen absorberes sulfat eller svovlsyre. 





7. Forsøg med optimeret røggasrensning 

7.1 Forsøg med dosering af aktivt kul på Vejen Kraftvarmeværk 

7.1.1 Formål 

Notat nr.: 00-312 

Forsøget, som er en del af nærværende projekt, skal undersøge mulighederne for anvendelse 

af aktivt kuldosering på tørre røggasrensningsanlæg. Der udføres samtidige målinger 

af dioxin og kviksølv i rå- og rengas. 

7.1.2 Anlægsbeskrivelse 

Vejen Kraftvarmeværk er bygget som led i den politiske aftale fra juni 1986 angående 

den fremtidige kraftvarmeudbygning. Kraftvarmeværket blev idriftsat i 1991 og ejes og 

drives af SV Produktion A/S. 

Anlægget forbrænder husholdnings- og industriaffald men kan tillige forbrænde patologisk 

sygehusaffald. Kapaciteten er ca. 35.000 tons husholdnings- og industriaffald, heraf 

maksimalt 7.000 tons sygehusaffald. 

Anlægget består af en ovn som kan forbrænde ca. 4 tons affald pr. time. Dampkedlen 

producerer damp ved 425 o C/52 bar. Ovn/kedel er leveret af Vølund. 

Nettoel-ydelsen er 2,5 MW og nettovarme-ydelsen 9,0 MJ/s. 

Røggasrensningsanlægget består af en reaktor, hvor der indblæses pulverformigt hydratkalk, 

Ca(OH)2, i røggassen ved en temperatur på ca. 140 o C. Den efterfølgende 

støvudskillelse sker i et posefilter. 

7.1.3 Røggasemissioner 

Gennemsnittet af fem emissionsmålinger foretaget i 1999 viste følgende røggaskoncentrationer 

efter røggasrensning: 

mg/Nm 3 (tør, 11% O2) 

CO 12,1 

SO2 

25,2 

HF 0,16 

NOx 

Ikke målt 

TOC 6,4 (3 målinger < 1,2) 

Pb+ Cr+Cu+Mn 0,41 





mg/Nm 3 (tør, 11% O2) 

Ni+As 0,09 

Cd+Hg 0,62 

Tabel 10 Emissionsmålinger i afkast på Vejen Kraftvarmeværk. 

Notat nr.: 00-312 

I oktober 1998 blev der foretaget emissionsmålinger for dioxiner - både med og uden 

samfyring af hospitalsaffald, som viste en gennemsnitlig koncentration på ca. 0,3 

ng/Nm 3 uden signifikant forskel mellem de to typer brændsel. 

7.1.4 Beskrivelse af forsøg samt resultater 

Med henblik på at undersøge mulighederne for aktivt kul-dosering på forbrændingsanlæg 

med tør røggasrensning er der i december 1999 udført forsøg med dosering af aktivt 

kul på Vejen Kraftvarmeværk. 

Da den væsentligste kviksølv- og dioxinfjernelse foregår i belægningerne på posefilterdugen, 

vil indstilling af ligevægtsbetingelser kræve adskillige døgns dosering af aktivt 

kul. Dette betyder, at måling af dioxinemissionen - før og efter aktivt kul-dosering indledes 

- ikke kan gennemføres ved én måleseance. Af økonomiske årsager og fordi der 

forelå tidligere konsistente målinger af emissionen af dioxin besluttedes det derfor kun 

at foretage målinger af kviksølv og dioxin nogle dage efter at aktiv kul-doseringen var 

påbegyndt. 

Der blev anvendt aktivt kul af typen FlueSorb BP2 fra Jacobi Carbons i Sverige (leveret 

af Superfos Kemi), som er identisk med den kultype, som anvendes på Amagerforbrændings 

aktivt kul-anlæg. Kultypen har en aktiv overflade på 950 m 2 /g. 

Det aktive kul blev ved hjælp af et mobilt doseringsudstyr doseret ind i røggaskanalen 

før posefiltret. De besluttedes at alle tre målinger blev foretaget med en aktivt kulmængde 

på ca. 1 kg/time (svarende til ca. 30 mg/Nm 3 ) for at have de samme randbetingelser 

af hensyn til sammenligneligheden. 

Firmaet Miljø-Kemi foretog i dagene den 20. og 21. december 1999 tre målinger af dioxiner/furaner 

og kviksølv - hver af tre timers varighed - af såvel rå- som rengas. 

Den samtidige måling af kviksølv viste følgende resultater: 

Forsøg nr. 1 Forsøg nr. 2 Forsøg nr. 3 Gennemsnit 

Hg - rågas 0,077 mg/Nm 3 0,039 mg/Nm 3 0,029 mg/Nm 3 0,048 mg/Nm 3 

Hg - rengas 0,022 mg/Nm 3 0,020 mg/Nm 3 0,016 mg/Nm 3 0,019 mg/Nm 3 

Tabel 11a Måling af kviksølv i rå- og rengas i mg/Nm 3 , tør ved 11% O2. 





Notat nr.: 00-312 

Målerapport fra Miljø-Kemi for Hg- og dioxinkoncentrationen i henholdsvis rå- og rengas 

er vedlagt som bilag 2 og 4. 

Målingerne viser, at dosering af aktivt kul bevirker en reduktion af kviksølvemissionen, 

så det forventede krav på 0,05 mg/Nm 3 vil kunne overholdes. Målingerne viser dog 

samtidigt, at indgangskoncentrationen til røggasrensningsanlægget på det pågældende 

tidspunkt var relativt lav. 

I bilag 3 er vist udskrift fra anlæggets OPSIS-måler med registrering af Hg i henholdsvis 

rågas (Path 2) og rengas (Path 1). 

De samtidige målinger af dioxin viste følgende resultater: 

Forsøg nr. 1 Forsøg nr. 2 Forsøg nr. 3 Gennemsnit 

Dioxin -rågas 7,7 ng/Nm 3 6,2 ng/Nm 3 6,8 ng/Nm 3 6,9 ng/Nm 3 

Dioxin - rengas 0,05 ng/Nm 3 0,12 ng/Nm 3 0,04 ng/Nm 3 0,07 ng/Nm 3 

Tabel 11b Måling af dioxin i rå- og rengas i ng/Nm 3 , tør ved 11% O2. 

Målingerne af dioxinindholdet i rågassen ligger på det forventede niveau, og de målte 

emissionsværdier i rengassen kan derfor antages at være et udtryk for det typiske emissionsniveau, 

når dioxinrensning gennemføres. 

Forsøgene viser, at kravet til dioxinemission kan overholdes ved dosering af aktivt kul, 

og at rensningsgraden for dioxin ligger omkring 99% i forsøgsperioden. 

I 1998 foretog Vejen KVV måling af dioxinemissionen med og uden medforbrænding 

af sygehusaffald. Målingerne viste i begge tilfælde rengaskoncentrationer på omkring 

0,3 ng/Nm 3 . Indfyring af sygehusaffald havde således ingen indvirkning på dioxinemissionen. 

Ovennævnte målinger viser ligeledes, at på et tørt røggasrensningsanlæg med posefilter 

vil det være muligt uden dosering af adsorbent at opnå en dioxinemission på i størrelsesordenen 

0,3 ng/Nm 3 . Med dosering af aktivt kul kan emissionen nedbringes til under 

0,1 ng/Nm 3 og det ses, at doseringen af ca. 30 mg aktivt kul/Nm 3 er tilstrækkeligt. 

Efterfølgende har Vejen KVV fortsat doseringen af aktivt kul, og det har sig muligt at reducere 

doseringen til ca. 400 g/h, uden at den kommende grænseværdi for kviksølv 

overskrides. 





7.2 FLS-forsøg med dosering af aktivt kul på Haderslev Kraftvarmeværk 

Notat nr.: 00-312 

FLS Miljø har i 1999 udført to forsøg med dosering af aktivt kul til eftervisning af dioxinfjernelse: 

1) Dosering af aktivt kul før posefilter. 

2) Samtidig dosering af aktivt kul før posefilter og før skrubber. 

Det første forsøg viste følgende koncentrationer: 

Indgangskoncentration 

ng/Nm 3 v. 11% O2, tør 

Koncentration efter posefilter 

ng/Nm 3 v. 11% O2, tør 

1,7 0,021 0,15 

Tabel 12a FLS-forsøg nr. 1. 

Udgangskoncentration efter skrubber 

ng/Nm 3 v. 11% O2, tør 

Målingerne af indgangskoncentrationen viser, at dioxinindholdet i røggassen er relativt 

lavt, men at posefilterfiltrering samt dosering af aktivt kul kan nedbringe emissionen af 

dioxin til under 0,1 ng/Nm 3 . Samtidigt viser forsøgene dog med al ønsket tydelighed 

den såkaldte memory-effekt (desorbtion af dioxiner i plastmaterialer), da dioxinkoncentrationen 

over skrubberen er steget med over 0,1 ng/Nm 3 . 

For at undersøge om memory-effekten kunne elimineres, blev der herefter også doseret 

aktivt kul før det et-trinsskrubberanlæg, hvilket viste følgende koncentrationer: 

Indgangskoncentration 

ng/Nm 3 v. 11% O2, tør 

Koncentration efter posefilter 

ng/Nm 3 v. 11% O2, tør 

1,7 0,022 0,042 

Tabel 12b FLS-forsøg nr. 2. 

Udgangskoncentration efter skrubber 

ng/Nm 3 v. 11% O2, tør 

Disse målinger viser, at man ved en kombination af dosering før et posefilter samt i første 

skrubbertrin kan overholde dioxinkravet på 0,1 ng/Nm 3 . 

Rent praktisk gav doseringen af aktivt kul i skrubberen anledning til driftsproblemer, da 

hverken spildevandsrensningsanlæg eller skrubber umiddelbart er forberedt til håndtering 

af det fine kulstofpulver. FLS vurderer dog, at anlægget efter mindre modifikationer, 

fx optimalt valg af flokuleringsmiddel i spildevandsrensingsanlægget, vil kunne 

give stabile driftsmæssige forhold. 





8. Optimering af eksisterende røggasrensningsanlæg 

8.1 Teknologioversigt 

Notat nr.: 00-312 

I nedenstående oversigter for henholdsvis tørre, semitørre samt våde 1- og 2-trins røggasrensningsanlæg 

anføres hvilke emissionskrav, de eksisterende anlæg kan overholde 

samt hvilke tiltag, der er nødvendige for at overholde emissionsgrænserne i udkast til 

EU-direktiv. 

De anførte metoder er udelukkende kendte og velafprøvede metoder til optimering af 

røggasrensningsanlæg, mens mere innovative processer er beskrevet nærmere i afsnit 7. 

I de følgende afsnit beskrives mere detaljeret de tiltag som - afhængigt af anlægstype - 

vil være nødvendige for at opfylde emissionsgrænserne i udkast til EU-direktiv. 

Våde røggasrensningsanlæg, som er forberedt i skrubbertårnet til SO2-fjernelse 

men ikke udrustet til det (ingen cirkulationspumper, dyser, fyldlegemer m.v.), er i 

de følgende afsnit medtaget under 1-trinsanlæg. 

De våde to-trinsanlæg kører alle som 1-trinsanlæg. 

8.1.1 Tør proces 

Muligheder for opfyldelse af EU-direktivets grænseværdier med udgangspunkt i eksisterende tørre røggasrensningsanlæg 

Opfyldelse af emissionskrav 

Dioxin NOx Sure gasser Tungmetaller 

Støv 

Eksisterende røgrensningsanlæg + nye tiltag: HCl HF SO2 partik. Hg 

Tør proces med posefilter (se 8.2.2.2) x x 

+ aktivt kul-dosering x x x x 

+ procesoptimering/fugtstyring x x x x x x x 

+ SNCR x x x x x x x x 

Tør proces med el-filter (se 8.3.2) 

+ aktivt kul-dosering x x 

+ procesoptimering/fugtstyring x x x x x 

+ SNCR x x x x x x 

+ posefilter x x x x x x x x 





Notat nr.: 00-312 

Tabel 13 Oversigt over muligheder for opfyldelse af EU-direktivets grænseværdier med udgangspunkt i 

eksisterende, tørre røggasrensningsanlæg 

8.1.2 Semitør proces 

Muligheder for opfyldelse af EU-direktivets grænseværdier med udgangspunkt i eksisterende semitørre røggasrensningsanlæg 


Dioxin NOx Sure gasser Tungmetaller Støv 


Semitør proces med posefilter (se 8.4.2.1) x x 

+ aktivt kul-dosering x x x x 

+ øget kalkdosering/procesoptimering x x x x x x x 


Semitør proces med el-filter (se 8.5.2.1) 

+ aktivt kul-dosering x x 

+ øget kalkdosering/procesoptimering x x x x x 

+ SNCR x x x x x x 

+ posefilter x x x x x x x x 


eksisterende, semitørre røggasrensningsanlæg 





8.1.3 Våd 1-trinsproces 

Notat nr.: 00-312 

Muligheder for opfyldelse af EU-direktivets grænseværdier med udgangspunkt i eksisterende våde 1-trins 

røggasrensningsanlæg 


Dioxin NOx Sure gasser Tungmetaller 

Støv 


Våd 1-trinsproces med posefilter x (x) x x 

Alternativ 1 (se 8.6.2.1) 

+ udrustning eks. skrubbertårn & gipsfældning x x x x x 

+ aktivt kul-dosering i posefilter x x x x x x x 



+ nyt 2. trin & gipsfældning x x x x x 

+ aktivt kul-dosering i posefilter x x x x x x x 



+ nyt 2.trin inkl. aktivt kul-dos. & gipsfældning x x x x x x 

+ venturi (eventuelt) x x x x x x 


Våd 1-trinsproces med el-filter x (x) 


+ udrustning eks. skrubbertrin & gipsfældning x x x 

+ genopv. & posefilter med aktivt kul-dosering x x x x x x x 



+ nyt 2. trin & gipsfældning x x x 

genopv. & posefilter med aktivt kul-dos. x x x x x x x 

+ SNCR 


x x x x x x x x 

+ nyt 2. trin inkl. aktivt kul-dos. & gipsfældning x x x x x 





Notat nr.: 00-312 

+ venturi (eventuelt med elektrode) x x x x x x x 



eksisterende, våde 1-trins røggasrensningsanlæg 


Muligheder for opfyldelse af EU-direktivets grænseværdier med udgangspunkt i eksisterende våde 2-trins 

røggasrensningsanlæg 


Dioxin NOx Sure gasser Tungmetaller Støv 


Våd 2-trinsproces x x 


+ ombygning af eks. skrubber & x x x x x 

gipsfældning 

+ genopv. & posefilter med aktivt x x x x x x x 

kul-dosering 



+ nyt 2. trin inkl. aktivt kul-dos. & x x x x x 

gipsfældning 

+ venturi (eventuelt med elektrode) x x x x x x x 



eksisterende, våde 2-trins røggasrensningsanlæg 





8.2 Tør proces med posefilter 

8.2.1 Eksisterende anlæg 

Notat nr.: 00-312 

De eksisterende tørre røggasrensningsanlæg med posefilter i Danmark omfatter følgende 

ovnlinier: 

Anlæg/ovnlinie Kapacitet 

VEGA, ovnlinie 1 og 2 2,5 tons/h 

BOFA 2,5 tons/h 

Vestfyns Forbrænding, ovnlinie 1 og 2 2 tons/h 

Svendborg Forbrændingsanlæg, ovnlinie 1 4 tons/h 

Svendborg Forbrændingsanlæg, ovnlinie 2 3,5 tons/h 

Vejen Kraftvarmeværk 4,3 tons/h 

Horsens Kraftvarmeværk, ovnlinie 1 og 2 5 tons/h 

Skagen Forbrænding 2 tons/h 

Nordforbrænding, ovnlinie 1, 2 og 3 3 tons/h 

Tabel 17 Oversigt over ovnlinier med tør røggasrensning med posefilter i Danmark 

Som det ses af skemaet, har det typiske tørre anlæg en kapacitet mellem 2 og 5 tons/h 

og er udstyret med posefilter som støvudskiller. 

Opbygning af det typiske tørre anlæg med posefilter er vist i nedenstående principdiagram. 

Figur 12 Principdiagram for tørt røggasrensningsanlæg med posefilter. 

8.2.2 Optimeringsmuligheder 


Da rensningsevnen/absorbentudbyttelsen er relativt dårlig i tørre anlæg, kan en skrotning 

af anlægget i visse tilfælde komme på tale. Dette vil specielt gælde for små og 

gamle anlæg. 





8.2.2.2 Aktivt kul-dosering + procesoptimering/fugtstyring + SNCR 

Det mest optimale for tørre anlæg med posefilter vil være: 

1) At etablere et system for dosering af aktivt kul. 

2) At optimere processen for fjernelse af HCl og SO2 ved fugtstyring. 

Notat nr.: 00-312 

3) At etablere SNCR for reduktion af NOx, såfremt dette er nødvendigt (afhængigt af 

anlægsstørrelse og NOx-niveau i rågassen). 

Ad 1) 

På Amagerforbrænding samt flere anlæg i udlandet har det vist sig, at dosering af rent 

aktivt kul, alternativt HOK, kan give en betydelig reduktion af dioxin- og kviksølvemissionerne 

(se også forsøg på Vejen Kraftvarmeværk, beskrevet i afsnit 7.1). 

Aktivt kul har en stor aktiv overflade (typisk ca. 1.000 m 2 /g), mens HOK har en noget 

mindre aktiv overflade, hvorfor der i så fald skal anvendes en større mængde. For helt 

små anlæg skal der doseres ekstremt lidt aktivt kul, hvorfor det kunne være doseringsteknisk 

fordelagtigt at anvende HOK. 

Eksempelvis anvendes på Amagerforbrænding en mængde aktivt kul (FlueSorb BP2) på 

ca. 2 kg/h på en ovnlinie med en kapacitet på 10 tons/h. 

Et anlæg til dosering af aktivt kul kan opbygges på flere måder afhængigt af anlæggets 

størrelse: 

- Siloanlæg (findes bl.a. på Nordforbrænding og Amagerforbrænding). 

- Anlæg til bigbags (findes på Svendborg Kraftvarmeværk). 

- Anlæg til minisiloer. 

Der vil være tale om en økonomisk afvejning af, om det kan betale sig at investere i en 

silo, idet aktivt kul leveret med pulverbil vil være lidt billigere end leveret i bigbags. 

Ad 2) 

Ved de tørre anlæg vil det være nødvendigt med en meget nøje procesoptimering for at 

overholde de skærpede emissionsgrænser. Specielt vil det være problematisk at kunne 

overholde kravet til HCl på 10 mg/Nm 3 , idet det allerede kan være problematisk at 

overholde det nuværende krav på 50 mg/Nm 3 . Problemerne kan løses ved at forsyne 

anlægget med vandindsprøjtning i reaktoren, hvilket giver to fordele: 

1) Optimering af processen, så emissionsgrænsen overholdes. 





Notat nr.: 00-312 

2) Reduktion af absorbentforbruget og dermed også produktion af restproduktmængden. 

Eksempelvis har Horsens Kraftvarmeværk etableret fugtstyring på de to ovnlinier, som 

før dette tidspunkt havde et absorbentforbrug på ca. 15 kg/tons affald ved en HClemission 

på ca. 50 mg/Nm 3 . 

Efter etablering af fugtstyring er absorbentforbruget reduceret til ca. 6 kg/tons affald 

ved en HCl-emission på ca. 35 mg/Nm 3 . Idet kravet i dag er 50 mg/Nm 3 , kunne absorbentmængden 

teoretisk reduceres, men dette medfører problemer med styring af posefiltrets 

differenstryk, idet støvmængden er for lille. 

Anlægget har kørt forsøg, hvor det har været muligt at overholde EU-grænseværdien på 

10 mg/Nm 3 ved et absorbentforbrug på ca. 18 kg/tons affald. 

Udnyttelsen af absorbenten, Ca(OH)2, i tørre røggasrensningsanlæg er relativt dårlig. 

Der skal normalt anvendes et betydeligt overskud, typisk 1,5-2 gange den teoretiske 

mængde for at overholde den nuværende emissionsgrænse for HCl på 50 mg/Nm 3 . 

For at forbedre absorbentudnyttelsen kan det Ca(OH)2-holdige restprodukt recirkuleres. 

Hvis anlægget skal ombygges til recirkulation, skal bunden af posefiltret udstyres med 

en fluidiserende rende, ligesom posefiltret sandsynligvis skal udvides på grund af større 

mængde i filtret. Hvis anlægget som eksempelvis Grenaa Forbrændingsanlæg er udstyret 

med el-filter i stedet for posefilter, er det nødvendigt at udskifte el-filteret med et 

posefilter. 

Recirkulation af absorbent bør naturligvis overvejes nøje, da det er meget anlægsafhængigt, 

om investeringen i udstyr til recirkulation, herunder eventuel udvidelse af filtret på 

grund af større mængde i filtret kan opvejes af sparet absorbent og deponering. 

I ovennævnte eksempel fra Horsens Kraftvarmeværk kunne recirkulation være yderst 

interessant, idet det ville øge støvmængden i filtret. 

Ad 3) 

Det skønnes ud fra målinger på en række anlæg, at NOx-emissionen fra affaldsforbrændingsanlæg 

uden røggasrecirkulation er i størrelsesordenen 250-350 mg/Nm 3 . 

Ansaldo Vølund (AV) har i perioden 1986-1996 målt NOx-emissionen fra tolv AVovnlinier. 

Målingerne ligger meget spredt fra ca. 225 mg/Nm 3 til ca. 425 mg/Nm 3 med 

et gennemsnit på 313 mg/Nm 3 /10/. 

Emissionsmålinger fra de danske affaldsforbrændingsanlæg, som har målt NOx, varierer 

på anlæg, som ikke er bygget til at overholde EU-kravene, fra 200 mg/Nm 3 til 366 

mg/Nm 3 . Langt de fleste anlæg ligger på 250-350 mg/Nm 3 (se afsnit 5.3.7). 





Notat nr.: 00-312 

Ifølge det nyeste udkast til EU-direktiv skal eksisterende anlæg under 6 tons/h overholde 

en emissionsgrænse på 400 mg/Nm 3 , mens anlæg over 6 tons/h skal overholde en 

emissionsgrænse på 200 mg/Nm 3 . 

Dette betyder, at det sandsynligvis ikke er nødvendigt for eksisterende anlæg under 6 

tons/h at reducere NOx-emissionen. Eksisterende anlæg over 6 tons/h skal højst sandsynligt 

etablere Selectiv Non Catalytic Reduktion (SNCR), medmindre primære forbrændingstekniske 

tiltag reducerer NOx-niveauet tilstrækkeligt. 

Med de nævnte grænseværdier vil der ikke være basis for etablering af SCR-anlæg, da 

det totaløkonomisk ikke er attraktivt (primært på grund af stort forbrug af naturgas til 

genopvarmning af røggassen før SCR-anlægget). 

Opbygningen af det optimerede tørre anlæg med posefilter er vist i nedenstående principdiagram. 

Figur 13 Principdiagram for optimeret tørt røggasrensningsanlæg med posefilter. 

8.2.2.3 Katalytiske filterposer + procesoptimering/fugtstyring + SNCR 

Hvis driftstemperaturen for posefiltret ligger på 230-260 o C, og anlægget i øvrigt ikke 

har problemer med for høje kviksølvemissioner, kan det eksisterende posefilter udstyres 

med katalytiske filterposer fra firmaet W.L.Gore, kendt som leverandør af GORETEXfilterposer. 

Da der kun findes få driftserfaringer med poserne (se afsnit 6.2.7.1), beskrives muligheden 

ikke yderligere. Det anbefales at vente på yderligere erfaringer med deaktivering af 

den katalytiske effekt, ligesom posernes mekaniske standtid i praksis er uafklaret. 

8.3 Tør proces med el-filter 


De eksisterende tørre røggasrensningsanlæg med el-filter i Danmark omfatter følgende 

ovnlinier: 





Anlæg/ovnlinie Kapacitet 

Grenaa Forbrændingsanlæg 2,5 tons/h 

Tabel 18 Oversigt over ovnlinier med tør røggasrensning med el-filter i Danmark 


Notat nr.: 00-312 

Hvis anlægget som Grenaa Forbrændingsanlæg r udstyret med el-filter som støvudskiller 

i stedet for et posefilter, kan det komme på tale enten at ombygge el-filtret til posefilter 

eller erstatte el-filtret med et nyt posefilter. 

Da der i praksis er tale om et helt nyt røggasrensningsanlæg, skal det overvejes, om det 

eventuelt kunne være fordelagtigt at etablere et semitørt røggasrensningsanlæg for at 

reducere absorbentforbruget. 

Etablering af aktivt kul-anlæg og eventuelt SNCR analogt til tør proces med posefilter 

(se afsnit 8.2). 





8.4 Semitør proces med posefilter 


De eksisterende semitørre anlæg med posefilter i Danmark omfatter følgende ovnlinier: 

Anlæg/ovnlinie Kapacitet type 

REFA, ovnlinie 3 9 tons/h FLS GSA 

KARA, ovnlinie 3 og 4 7 tons/h FLS GSA 

KAVO, ovnlinie 1 6 tons/h FLS GSA 

KAVO, ovnlinie 2 4 tons/h FLS GSA 

Amagerforbrænding, ovnlinie 1, 2, 3 og 4 12 tons/h Niro Sprayabsorbtion 

Reno-Nord, ovnlinie 3 10 tons/h FLS GSA 

Tabel 19 Oversigt over ovnlinier med semitør røggasrensning med posefilter i Danmark 

Notat nr.: 00-312 

Som det ses af skemaet, er det typiske, semitørre fluid bed-anlæg et anlæg med en kapacitet 

på mellem 5 og 10 tons/h og udstyret med GSA-reaktor samt posefilter. 

Opbygning af det typiske semitørre anlæg med fluidbedproces (eksempelvis FLS’ 

GSA’er) og posefilter er vist i nedenstående principdiagram. 

Figur 14 Principdiagram for semitørt røggasrensningsanlæg med posefilter. 


8.4.2.1 Aktivt kul-dosering + øget kalkdosering/optimering + SNCR 

Det mest optimale for semitørre anlæg med posefilter vil være: 


2) At optimere processen for fjernelse af HCl og SO2, bl.a. ved hjælp af øget kalkdosering. 

3) At etablere SNCR for reduktion af NOx, hvis det er nødvendigt (afhængigt af anlægsstørrelse 

og NOx-niveau i rågassen). 





Ad 1) 

Forholdene nævnt under afsnit 8.2.2.2, pkt. 1) er også gældende for semitørre anlæg. 

Notat nr.: 00-312 

Ad 2) 

For fluidbed-anlæggene (GSA-anlæg) vil HCl-emissionskravet på 10 mg/Nm 3 uden 

større problemer kunne overholdes. Der kræves formentlig udelukkende en mere nøjagtig 

temperaturstyring, f.eks. kunne det ved problemer overvejes at etablere separat indføring 

af absorbentslurry og vand, hvilket FLS Miljø gør på nye anlæg. 

Semitørre anlæg med sprayabsorption (kun Amagerforbrænding) vil formentlig også 

kunne overholde HCl-emissionskravet ved en mere nøjagtig temperaturstyring. Det vil 

dog medføre større absorbentforbrug, hvilket også giver større restproduktmængder. 

Amagerforbrænding har allerede kørt forsøg som viser, at det er muligt at nå under 

emissionskravet. 

Ved øget tilsætning af kalk samt anden form for driftsoptimering, bl.a. øgede krav til 

vedligeholdelse, overvågning og kalibrering vil det være mulig at øge renseeffektiviteten 

for SO2. FLS Miljø oplyser, at for eksisterende GSA-anlæg vil forbruget af CaO 

stige med 40-50%, hvis emissionskravet for SO2 på 50 mg/Nm 3 skal overholdes, hvorved 

også restproduktmængden stiger. 

Ad 3) 


Opbygning af det optimerede semitørre anlæg med fluidbedproces og posefilter er vist i 

nedenstående principdiagram. 

Figur 15 Principdiagram for det optimerede semitørre røggasrensningsanlæg med 

posefilter. 





8.5 Semitør proces med el-filter 


De eksisterende semitørre anlæg med el-filter i Danmark omfatter disse ovnlinier: 

Anlæg/ovnlinie Kapacitet Type 

Kraftvarmeanlæg Århus Nord, ovnlinie 3 8 tons/h FLS GSA 

Reno-Nord, ovnlinie 1 og 2 8 tons/h FLS GSA 

Tabel 20 Oversigt over ovnlinier med semitør røggasrensning med el-filter i Danmark 


8.5.2.1 Aktivt kul-dosering + øget kalkdosering/optimering + SNCR + posefilter 

Det mest optimale for semitørre anlæg med el-filter vil være: 


2) At optimere processen for fjernelse af HCl og SO2. 

Notat nr.: 00-312 

3) At etablere SNCR for reduktion af NOx, hvis dette er nødvendigt (afhængigt af 


4) At ombygge eller udskifte el-filtret med et posefilter. 

Ad 1) 


Ad 2) 

Forholdene nævnt under afsnit 8.4.2.1, pkt. 2) er også gældende for anlæg med el-filter. 

Ad 3) 


Ad 4) 

Da det formentlig ikke med et eksisterende el-filter er muligt at overholde støvemissionskravet 

på 10 mg/Nm 3 , skal der etableres en anden form for støvudskillelse. 

Dette kan medføre, at el-filtret skal ombygges til posefilter, eller at der skal etableres et 

helt nyt posefilter. Hvilken løsningen der skal vælges, afhænger af de driftstekniske 

forhold, idet ombygning af el-filtret medfører en udetid på 2-3 måneder. Et nyt posefilter 

kan etableres ved siden af det eksisterende el-filter, og en omkobling vil dermed 





Notat nr.: 00-312 

kunne ske i forbindelse med en anlægsrevision. Omvendt vil ombygning af el-filtret til 

posefilter være betydeligt billigere. 

8.6 Våd 1-trinsproces med posefilter 


De eksisterende våde 1-trinsanlæg med posefilter i Danmark omfatter følgende ovnlinier: 

Anlæg/ovnlinie Kapacitet Genopvarmning 

af røggas 

Haderslev Kraftvarmeværk, ovnlinie 1 og 2 4,5 tons/h nej 

Tabel 21 Oversigt over ovnlinier med våd 1-trinsrøggasrensning og posefilter i Danmark 

Våde røggasrensingsanlæg, som er forberedt i skrubbertårnet til SO2-reduktion men 

ikke udrustet til det (ingen pumper, dyser, fyldlegemer m.v.), er medtaget under 1trinsanlæg. 

Opbygning af det typiske våde 1-trinsanlæg med posefilter er vist i nedenstående principdiagram. 

Figur 16 Principdiagram for vådt 1-trins røggasrensningsanlæg med posefilter. 


8.6.2.1 Udrustning eksisterende skrubbertårn + gipsfældning + aktivt kuldosering 

i posefilter + SNCR 

Den mest oplagte mulighed for vådt et-trinsanlæg med posefilter vil være: 

1) At udruste det eksisterende skrubbertårn. 

2) At udbygge spildevandsrensningsanlægget med gipsfældning. 

3) At etablere et system for dosering af aktivt kul i posefiltret. 





Notat nr.: 00-312 



Ad 1) 

Udrustning af det eksisterende skrubbertårn samt tilhørende hjælpeudrustning vil typisk 

bestå af: 

- Absorbenttank (NaOH). 

- Buffertank med omrører. 

- Recirkulationspumper. 

- Dyser i skrubbertårn. 

- Fyldlegemer i skrubbertårn. 

- Ekstra dråbefanger efter skrubber. 

Det er i den forbindelse meget vigtigt at sikre etablering af et godt dråbefang efter første 

skrubbertrin, så det kviksølvholdige, saltsure skrubbervand ikke forurener gipsen i andet 

skrubbertrin og dermed vanskeliggør genanvendelse af gipsen. 

Ad 2) 

Ved etablering af et ludbaseret andet skrubbertrin til SO2-fjernelse vil der fremkomme 

en ny spildevandsstrøm bestående hovedsageligt af Na2SO4, som ved blanding med det 

CaCl2-holdige neutraliserede spildevand fra første trin udfældes som gips på denne vis: 

Na2SO4 +CaCl2 +2H2O -->CaSO4C2H2O +2 NaCl 

Hvis fældningen foretages blot ved blanding af de to spildevandsstrømme, vil der fremkomme 

en meget finkornet gipsslam, som kun med besvær kan afvandes. For at sikre en 

ordentlig krystalstørrelse bør fældningen foretages i en krystallisator, hvor man ved recirkulation 

af gipskrystallerne opnår en passende krystalvækst, der kan sikre acceptable 

afvandingsforhold for gipsen. Afvandingen kan herefter foretages på båndfilter eller i 

kammerfilterpresse. Gipsen kan eventuelt efter sedimentation transporteres til et kraftværks 

gipsanlæg for videre oparbejdning. 

Ved mindre anlæg vil tankvognstransport af spildevand til et gipsproducerende røggasrensningsanlæg 

være det totaløkonomisk optimale. Forskelle i råvands- og afledningsafgifter 

kan i den forbindelse betale en væsentlig del af transportomkostningerne. 

Ad 3) 

Systemet til dosering vil svare til det i afsnit 8.2.2.2 beskrevne. På grund af placeringen 

umiddelbart efter kedlen kan der dog være en række problemer forbundet hermed, som i 

givet fald skal undersøges og overvejes nøje: 

1) Hvis temperaturen i posefiltret er høj, vil en del af det aktive kul brænde op uden 

at opfylde sit formål. 





2) Hvis temperaturen i posefiltret er høj, vil der være risiko for brand i posefiltret. 

3) Flyveasken blandes med aktivt kul. 

4) Udetid i forbindelse med ombygning. 

Ad 4) 

Forholdene nævnt under afsnit 8.2.2.2, pkt. 3) er også gældende for våde anlæg. 

Notat nr.: 00-312 

Opbygning af det optimerede 1-trins våde anlæg med posefilter er vist i nedenstående 

principskitse. 

Figur 17 Principdiagram for det optimerede 1-trins våde anlæg med posefilter. 

8.6.2.2 Nyt SO2-skrubbertrin + gipsfældning + aktivt kul-dosering i posefiltret + 

SNCR 

Hvis det ikke er muligt at udruste det eksisterende skrubbertårn, kan det komme på tale 

at etablere et nyt SO2-skrubbertrin. 

Hvis der er plads i højden, kan det eksisterende skrubbertårn eventuelt udvides med et 

SO2-trin over det eksisterende HCl-trin. 

Alle øvrige forhold er som beskrevet under afsnit 8.6.2.1. 

Opbygningsmæssigt svarer løsningen til den i figur 17 viste. 

8.6.2.3 Aktivt kul (koks) dosering i skrubber + gipsfældning + SNCR 

En alternativ metode til fjernelse af dioxiner er at dosere aktivt kul i skrubberanlægget. 

Dette sker enten ved, at aktivt kul eller koks opslemmes i vand, som doseres i SO2skrubberen 

(LAB) eller ved dosering af aktivt kul, som doseres tørt før quenchen og 

fjernes i HCl-skrubberen (Von Roll). 





Notat nr.: 00-312 

Hvis der er tale om den første metode, skal der formentlig etableres en ny skrubber samt 

efterfølgende støvudskillelse i form af en venturi eller lignende. Det må dog overvejes, 

om det er nødvendigt med denne venturi, eller det er tilstrækkeligt med et godt dråbefang. 

Alle øvrige forhold som anført i 8.6.2.1. 

Opbygning af det optimerede våde 1-trinsanlæg med våd dioxinrens er vist i nedenstående 


Figur 18 Principskitse for det optimerede våde 1-trins anlæg med våd dioxinrens. 

8.7 Våd 1-trinsproces med el-filter 


De eksisterende våde1-trinsanlæg med el-filter i Danmark omfatter disse ovnlinier: 

Anlæg/ovnlinie Kapacitet genopvarmning 


AVV Forbrændingsanlæg, ovnlinie 3 (el. 1+2) 6 tons/h (3+3) nej 

FASAN, ovnlinie 1+2 (fælles) 4,5+4,5 tons/h ja 

FASAN, ovnlinie 3 4,5 tons/h ja 

Kolding Kraftvarmeværk, ovnlinie 1 og 2 4 tons/h nej 

Kolding Kraftvarmeværk, ovnlinie 3 9,5 tons/h nej 

Hammel Forbrænding 2,3 tons/h nej 

Hadsund Forbrændingsanlæg,ovnlinie 1 og 2 1,3 tons/h ? 

Fællesforbrænding, Hobro 3 tons/h ? 

Aars Varmeværk, ovnlinie 1+2 (fælles) 3,5+6 tons/h nej 

Frederikshavn Affalds KVV 5 tons/h nej 

Tabel 22 Oversigt over ovnlinier med våd 1-trinsrøggasrensning og el-filter i Danmark 





Notat nr.: 00-312 

Våde røggasrensingsanlæg som er forberedt i skrubbertårnet til SO2-reduktion, men 

ikke udrustet til det, er medtaget under 1-trinsanlæg. 

Opbygning af det typiske våde 1-trinsanlæg med el-filter er vist i nedenstående principdiagram. 

Figur 19 Principdiagram for vådt 1-trinsanlæg med el-filter. 


8.7.2.1 Udrustning eksisterende skrubbertårn + gipsfældning + posefilter med 

aktivt kul-dosering +SNCR 

Den mest oplagte mulighed for vådt et-trinsanlæg med el-filter vil være: 

1) At udruste det eksisterende skrubbertårn. 

2) At udbygge spildevandsrensningsanlægget, herunder med gipsfældning. 

3) At etablere posefilter med dosering af aktivt kul. 



Ad 1) 

Forholdene nævnt under afsnit 8.6.2.1 er også gældende for anlæg med el-filter. 

Ad 2) 

Til fjernelse af SO2 i andet skrubbertrin vil man normalt anvende natriumhydroxid, som 

ved reaktion med SO2, som - afhængigt af oxidationsforholdene i skrubberen - vil give 

en blanding af Na2SO4 og Na2SO3. Dette spildevand kan ikke direkte tilledes det neutraliserede 

spildevand fra første trin da det vil give anledning til en ukontrollabel udfældning 

af gips: 

CaCl2 + Na2SO4 --> CaSO4 + 2NaCl. 

For at styre udfældningen og give et afvandbart produkt skal spildevandet fra første og 

andet trin fældes under kontrollerede forhold; dvs. med recirkulation af de fældede 

gipskrystaller for at øge krystalstørrelsen. 





Notat nr.: 00-312 




Ad 3) 

Den optimale løsning vil afhænge af, om anlægget har genopvarmning af røggassen 

efter skrubberanlægget: 

Hvis røggassen genopvarmes er der to muligheder: 

1) El-filtret efter kedlen ombygges til posefilter med dosering af aktivt kul. Dette er 

dog forbundet med række ulemper som beskrevet i afsnit 8.6.2.1, ad 3). Derudover 

kan der være risiko for, at gnister og eventuelt ildstorm kan reducere posernes 

levetid og i værste fald ødelægge poserne. 

2) Der etableres et posefilter efter genopvarmning af røggassen. Som adsorbent anvendes 

et blandingsprodukt af eksempelvis hydratkalk og aktivt kul/koks (handelsnavne 

som Sorbalit og Wülfrasorb). Herved opnås samtidig den fordel, at posefiltret 

vil virke som politifilter for eventuelle rester af HCl, HF, SO2 og tungmetaller. 

Ulempen ved løsningen er, at gas/gas-heateren (varmeveksleren) sandsynligvis 

skal ombygges/udskiftes, da temperaturen skal være min. 115-120 o C i posefiltret 

for at undgå korrosion. 

Hvis røggassen ikke genopvarmes, er der de samme to muligheder. Dog skal der i løsning 

2 etableres genopvarmning af røggassen. 

Ad 4) 

Forholdene nævnt under afsnit 8.2.2.2, pkt. 3) er også gældende for våde anlæg. 

Opbygning af det optimerede våde 1-trinsanlæg med el-filter og efterkoblet posefilter er 

vist i nedenstående principskitse. 

Figur 20 Principskitse for det optimerede våde 1-trins anlæg med el-filter og efterkoblet 

posefilter. 





Notat nr.: 00-312 

Opbygningen af anlæg, hvor el-filter ombygges til/erstatning af et posefilter, er vist i 

Figur 17. 

8.7.2.2 Nyt SO2-skrubbertrin + gipsfældning + posefilter med aktivt kul-dosering 

+ SNCR 

Såfremt det ikke er muligt at udruste det eksisterende skrubbertårn, enten fordi der er 

tale om en et-trins skrubber uden ekstra plads i tårnet, eller fordi anlægget ikke er designet 

til at kunne overholde SO2-kravet på 50 mg/Nm 3 , kan det komme på tale at etablere 

et nyt SO2-skrubbertrin. 

Hvis der er plads i højden, kan den eksisterende skrubbertårn eventuelt udvides med 

SO2-trin over det eksisterende HCl-trin. 

Alle øvrige forhold er som beskrevet under afsnit 8.6.2.1. For forhold omkring posefiltret 

henvises dog til afsnit 8.7.2.1, pkt. 3). 

Opbygningsmæssigt svarer løsningen til den i figur 17 viste. 

8.7.2.3 Aktivt kul-(koks)dosering i skrubber + gipsfældning + ny støvudskillelse + 

SNCR 

En alternativ metode til fjernelse af dioxiner i et posefilter er at dosere aktivt kul i 

skrubberanlægget. Dette kan ske enten ved, at aktivt kul eller koks opslemmes i vand 

som doseres i SO2-skrubberen (LAB), eller ved dosering af aktivt kul, som doseres tørt 

før quenchen og fjernes i HCl-skrubberen (Von Roll). 

Ved dosering i andet skrubbertrin skal der formentlig etableres en ny skrubber samt 

efterfølgende støvudskillelse i form af en venturi eller lignende, da el-filtret formentlig 

ikke kan sikre tilstrækkelig støvudskillelse.Ved dosering før første skrubbertrin kan der 

p.t. ikke opnås leverandørgaranti på en maksimal dioxin-emission på 0,1 ng/Nm 3 . 

Alle øvrige forhold som anført i 8.6.2.3. 

Opbygning af det optimerede våde 1-trinsanlæg med våd dioxinrens er vist i omstående 






Figur 21 Principskitse for det optimerede våde 1-trins anlæg med våd dioxinrens. 


8.7.3.1 Eksisterende anlæg 

De eksisterende, våde 2-trinsanlæg i Danmark omfatter disse ovnlinier: 

Anlæg/ovnlinie Kapacitet Genopvarmning 


Kraftvarmeanlæg Århus Nord, ovnlinie 1 og 2 7,6 tons/h ja 

Vestforbrænding, ovnlinie 1, 2, 3 og 4 10 tons/h ja 

Fynsværket, ovnlinie 1 og 2 8 tons/h ja 

Reno Syd, ovnlinie 1+2 (fælles anlæg) 4+5,5 tons/h nej 

Knudmoseværket 5 tons/h ja 

Sønderborg Kraftvarmeværk 8 tons/h nej 

Måbjergværket, ovnlinie 1 og 2 9 tons/h ja 

Kraftvarmeværk Thisted 6,4 tons/h ? 

Tabel 23 Oversigt over ovnlinier med våd 2-trins røggasrensning i Danmark 

Notat nr.: 00-312 

Våde røggasrensningsanlæg, som er forberedt i skrubbertårnet til SO2-reduktion men 

ikke udrustet til det, er medtaget under 1-trinsanlæg. 

Fynsværkets ovnlinie 1 og 2 opfylder kravene i forbrændingsdirektivet bortset fra NOx, 

hvor der sandsynligvis kan etableres SNCR. Anlægget er forsynet med el-filter efter 

ovn/kedel samt posefilter efter genopvarmning af røggassen efter skrubberanlægget. 

Alle de øvrige anlæg er udrustet med el-filter efter ovn/kedel. 

Opbygning af det typiske våde 2-trinsanlæg uden genopvarmning af røggassen er vist i 

omstående principskitse. 

Figur 22 Principskitse for vådt 2-trinsrøggasrensningsanlæg uden genopvarmning af 

røggassen. 






Notat nr.: 00-312 

8.7.4.1 Ombygning eksisterende skrubberanlæg (dyser, dråbefang m.v.) + gipsfældning+ 

udvidelse/udskiftning GGH + posefilter med aktivt kuldosering 

+ SNCR 

Den umiddelbart mest oplagte mulighed for vådt to-trinsanlæg med el-filter vil, hvis 

anlægget har genopvarmning af røggassen være: 

1) At ombygge/optimere det eksisterende skrubbertårn. 

2) At udbygge spildevandsrensningsanlægget, herunder med gipsfældning. 

3) At etablere posefilter med dosering af aktivt kul. 



Ad 1) 

Ved anlæg med to skrubbertrin har man som hovedregel ikke tilsat kemikalier (NaOH) i 

andet trin, fordi spildevandsrensningstrinnet ikke var forberedt til gipsfældning. Hvis 

NaOH kan bruges, er der normalt ikke problemer med overholdelse af SO2emissionsværdierne. 

For at kunne efterleve kravet på 50 mg/Nm 3 vil det være nødvendigt at tilpasse skrubberen 

til den nye driftssituation. Det kan eventuelt blive nødvendigt at udskifte dråbefangerne 

for at overholde støvkravet. 

Det skal undersøges, om L/G-forholdet på SO2-delen skal øges for at få større aktiv 

overflade. 

Ad 2) 

Som beskrevet i afsnit 8.7.2.1 skal spildevandsrensningsanlægget udbygges med et 

gipsfældningstrin for at kunne klare den forøgede faststofmængde, gipsfældningen forårsager. 




Ad 3) 

Der henvise til afsnit 8.7.2.1, pkt. 3) hvor forholdene er beskrevet. 

Ad 4) 

Der henvises til afsnit 8.2.2.2, pkt. 3) hvor forholdene er beskrevet. 





Opbygningen af det optimerede våde 2-trinsanlæg er vist i nedenstående principskitse. 

Figur 23 Principskitse for optimerede våde 2-trinsanlæg. 

8.7.4.2 Aktivt kul (koks) dosering i skrubber + gipsfældning + SNCR 

Notat nr.: 00-312 

Som for de våde 1-trins anlæg er det også en mulighed for de våde 2-trins anlæg at fjerne 

dioxiner ved dosering af aktivt kul i skrubberanlægget som beskrevet i afsnit 8.6.2.3. 

Hvis det sker ved, at aktivt kul eller koks opslemmes i vand og doseres i SO2skrubberen 

(LAB), skal der formentlig etableres en ny SO2-skrubber samt efterfølgende 

støvudskillelse i form af en venturi eller lignende, da el-filtret formentlig ikke kan sikre 

tilstrækkelig støvudskillelse. 

Den anden metode består i at dosere aktivt kul før quenchen (Von Roll), og også her 

skal der eventuelt ske tiltag for at reducere støvemissionen. 

Opbygning af det optimerede våde 2-trinsanlæg med våd dioxinrens er vist i nedenstående 


Figur 24 Opbygning af det optimerede våde 2-trins anlæg med våd dioxinrens. 





9. Anlægs- og driftsøkonomi 

9.1 Forudsætninger 

Notat nr.: 00-312 

I nærværende afsnit er anlægsinvesteringer samt drifts- og vedligeholdelsesudgifter for 

de i afsnit 8 beskrevne optimeringsmuligheder vurderet. 

De økonomiske konsekvenser er naturligvis meget afhængige af de specifikke forhold 

på de enkelte anlæg, og nærværende priser skal derfor betragtes som vejledende størrelser. 

Specielt er de bygningsmæssige forhold meget anlægsspecifikke, hvorfor disse ikke 

er medtaget i vurderingen. 

Priserne er angivet på anlæg med en kapacitet på 2,5 tons/h, 5 tons/h og 10 tons/h afhængigt 

af, om der findes anlæg i de pågældende størrelser. Hvis der er tale om et anlæg 

med flere linier, vil der kunne være en besparelse i forhold til de anførte priser, da disse 

baseres på en ovnlinie. Denne besparelse vil typisk være 20-30% men er meget afhængigt 

af i hvor stor udstrækning, der kan anvendes fælles installationer. 

Afsnittet er opbygget, så det følger optimeringsmulighederne beskrevet i afsnit 8. Anlægsinvesteringer 

samt drifts- og vedligeholdelsesomkostninger for SNCR DeNOx anlæg 

er beskrevet i et selvstændigt afsnit, idet dette er uafhængigt af de løsninger der i 

øvrigt vælges. 

I beregningerne af udgiften pr. ton affald er der forudsat et årligt driftstimetal på 7.800, 

samt at brændværdien er uændret i beregningsperioden. Drifts-og vedligeholdelsesudgifterne 

indeholder kun ekstraudgifterne i forhold til det nuværende anlæg. 

Beregninger af anlægs-og driftsudgifter baseres dels på erfaring dels på budgetpriser 

indhentet hos nedenstående leverandører: 

- ABB Alstom Power A/S (tidligere ABB Energi og Industri A/S) 

- Ansaldo Vølund A/S 

- FLS Miljø A/S 

- LAB SA, Frankrig 

- Babcock Borsig Power Environment GmbH, Tyskland (tidligere L.&C. Steinmüller 

GmbH) 

Priserne er opgjort som merprisen ved behandling af 1 ton affald, hvis det pågældende 

optimeringsforslag gennemføres. 

Priserne er opdelt i henholdsvis anlægsinvestering inklusive afskrivning over 10 år (anføres 

også for 5 år) med en realrente på 4% p.a. samt løbende drifs-og vedligeholdelsesomkostninger. 

Det forudsættes, at anlæggenes bemanding vil være uforandret på trods 

af nye anlægskomponenter. 





Notat nr.: 00-312 

Anlægspriserne indeholder udgifter til projektledelse m.v. Herunder hører specifikation, 

udbud og indkøb af de pågældende anlæg samt opfølgning på leverancerne inklusive 

tilsyn og koordinering i forbindelse med montage og idriftsættelse. Der er generelt regnet 

med et beløb, som udgør 10% af indkøb af de pågældende anlæg. 

Bygherrens administrationsomkostninger er ikke indeholdt. 

Udgifter til drift og vedligehold skal forstås som ændringen ved gennemførelsen af de 

nødvendige anlægsændringer. Udgifterne omfatter: 

1) Forøget forbrug af bl.a. absorbent, vand, el, kemikalier og andre forbrugsstoffer. 

2) Forøget udgift til bortskaffelse af restprodukt og spildevand. 

3) Udskiftning af filterposer i de tilfælde, hvor der etableres posefilter. 

Mængder er beregnet på basis af erfaringstal samt oplysninger fra diverse leverandører 

og anlæg. 

Der forventes ikke et væsentligt større mandskabsbehov til den daglige og normale drift 

som konsekvens af de foreslåede anlægsændringer. Forøgede udgifter til ekstra bemanding 

er derfor ikke indeholdt. 

Vedligeholdelsesudgifter er sat til 2,5% af anlægsinvesteringen pr. år. Det forudsættes 

her, at anlæggene ikke udsættes for atypiske og uacceptable driftsforhold, som resulterer 

i eksempelvis omfattende korrosion. 

I forbindelse med beregning af driftsudgifterne er der anvendt gennemsnitlige markedspriser 

på forbrugsstoffer, deponering m.v. 

Beregning af løsningsmetodernes totaløkonomi er vist i bilag 5. 

9.2 Tør proces med posefilter 

Som anført i afsnit 8.2.1 har det typiske forbrændingsanlæg med tør røggasrensning en 

kapacitet mellem 2 og 5 tons/h og er udstyret med posefilter. 

Da en del af de små anlæg sandsynligvis ikke skal retrofittes, vurderes i det følgende 

anlægsinvesteringer samt drift-og vedligeholdelsesomkostninger for et anlæg med en 

kapacitet på 5 tons/h. 

Optimeringen omfatter aktivt kul-dosering samt procesoptimering/fugtstyring. 





5 tons/h 

Anlægsinvestering 

inkl. projektledelse 

2,0 mkr. 

Finansieringsomkostninger (10 år/4 % p.a.) 244.000 kr./år 

Drifts-og vedligeholdelsesomkostninger 442.000 kr./år 

Samlet årlig omkostning 686.000 kr./år 

Notat nr.: 00-312 

Årlig omkostning pr. ton affald v. 10 års afskrivning 18 kr/ton 

(23 kr/ton v.5 års afskrivning) 

Tabel 24 Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for tør proces med posefilter. 

De nødvendige investeringer er: 

1) Anlæg for dosering af aktivt kul i røggassen mellem kedel og eksisterende røggasrensning. 

Der er forudsat et enkelt anlæg, hvor det aktive kul (eventuelt 

HOK) transporteres til affaldsforbrændingsanlægget i bigbags og enten tømmes 

i mindre beholder, eller der foretages dosering direkte fra bigbag. 

2) Optimering af proces herunder etablering af fugtstyringsanlæg med vandinjektion 

mellem kedel og røgrensningsanlæg. 

9.3 Tørproces med el-filter 

Da der som anført i afsnit 8.3.1 kun findes Grenaa Forbrændingsanlæg på 2,5 tons/h, er 

det valgt at vurdere anlægsinvestering samt drifts- og vedligeholdelsesomkostninger for 

denne størrelse. 

Optimeringen omfatter aktivt kul-dosering, procesoptimering/fugtstyring samt posefilter. 

2,5 tons/h 



5,1 mkr. 

Finansieringsomkostninger (10 år/4 % p.a.) 624.000 kr./år 

Drifts-og vedligeholdelsesomkostninger 423.000 kr./år 

Samlet årlig omkostning 1.047.000 kr./år 


(80 kr/ton v.5års afskrivning) 

Tabel 25 Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for tør proces med el-filter. 






Notat nr.: 00-312 

1) Etablering af anlæg for dosering af aktivt kul i røggassen mellem kedel og eksisterende 

røggasrensning. Der er forudsat et enkelt anlæg hvor det aktive kul 

(eventuelt HOK) transporteres i bigbags og enten tømmes i mindre beholder eller 

der foretages dosering direkte fra bigbag. 

2) Optimering af proces herunder etablering af fugtstyringsanlæg med vandinjektion 

mellem kedel og røggasrensningsanlæg. 

3) Etablering af posefilter til erstatning for eksisterende el-filter. 

9.4 Semitør proces med posefilter 

Som nævnt i afsnit 8.4.1 er det typiske semitørre anlæg et fluidbed-anlæg (GSA-anlæg) 

på mellem 5 og 10 tons/h. I det følgende vurderes derfor anlægsinvestering samt drifts- 

og vedligeholdelsesomkostninger for disse to anlægskapaciteter. 

Optimeringen omfatter aktivt kul-dosering samt øget kalkdosering/optimering. 

5 tons/h 10 tons/h 



1,1 mkr. 1,2 mkr. 

Finansieringsomkostninger (10 

år/4 % p.a.) 

136.000 kr./år 149.000 kr./år 

Drifts- og vedligeholdelsesomkostninger 

350.000 kr./år 675.000 kr./år 

Samlet årlig omkostning 485.000 kr./år 824.000 kr./år 

Årlig omkostning pr. ton affald 

ved 10 års afskrivning 

12 kr/ton 


11 kr/ton 


Tabel 26 Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for semitør proces med posefilter. 


1) Anlæg for dosering af aktivt kul i røggassen mellem kedel og eks. røgrensning. 

Der forudsættes et enkelt anlæg, hvor det aktive kul transporteres til affaldsforbrændingsanlægget 

i bigbags og enten tømmes i mindre beholder, eller der foretages 

dosering direkte fra bigbag. 

2) Optimering af processen uden egentlige investeringer i materiel. 

9.5 Semitørproces med el-filter 

For de semitørre anlæg med el-filter er anlægsinvestering samt drifts- og vedligeholdelsesomkostninger 

vurderet for et anlæg med en kapacitet på 10 tons/h, idet der kun fin- 





Notat nr.: 00-312 

des ovnlinie 3 på henholdsvis Kraftvarmeanlæg Århus Nord og Reno-Nord, begge med 

en kapacitet på 8 tons/h. 

Optimeringen omfatter aktivt kul-dosering, øget kalkdosering/optimering samt posefilter. 

10 tons/h 



9.5 mkr. 

Finansieringsomkostninger (10 år/4 % p.a.) 1.17 mkr./år 

Drifts-og vedligeholdelsesomkostninger 1.21 mkr./år 

Samlet årlig omkostning 2.38 mkr./år 

Årlig omkostning pr. ton affald ved 10 års afskrivning 31 kr/ton 


Tabel 27 Anlægsinvestering samt drifts- og vedligeholdelsesudgifter for semitørt anlæg med el-filter. 


1) Anlæg for dosering af aktivt kul i røggassen mellem kedel og eksisterende 

røgrensning. Der forudsættes et enkelt anlæg, hvor det aktive kul transporteres 

til affaldsforbrændingsanlægget i bigbags og enten tømmes i mindre beholder 

eller der foretages dosering direkte fra bigbag. 

2) Optimering af processen uden egentlige investeringer i materiel. 

3) Posefilter til erstatning for eksisterende el-filter, dog således at posefilteret indbygges 

ved siden af el-filter for at minimere driftsstop ved overgang til posefilter. 

9.6 Våd et-trinsproces med posefilter 

Som anført i afsnit 8.6.1 findes der kun et anlæg med våd røggasrensning og posefilter, 

nemlig Haderslev Kraftvarmeværk. Dog skal det tilføjes, at røggasrensningen på den 

nye ovnlinie 3 på A/S Fynsværket også vil bestå af posefilter og vådskrubberanlæg, 

samt at trenden på nye anlæg går mod denne anlægstype. 

På baggrund heraf vurderes anlægsomkostninger samt drift-og vedligeholdelsesomkostninger 

for et anlæg med en kapacitet på 5 tons/h. 

Anlægs- og driftsøkonomien er baseret på samme opdeling af optimeringsmulighederne 

i afsnit 8.6.2. 





Notat nr.: 00-312 

Første optimeringsmulighed omfatter udrustning eksisterende skrubbertårn, gipsfældning 

samt aktivt kul-dosering i posefilter: 

5 tons/h 



6,4 mkr. 

Finansieringsomkostninger (10 år/4 % p.a.) 0,79 mkr./år 

Drifts-og vedligeholdelsesomkostninger 0,60 mkr./år 

Samlet årlig omkostning 1,38 mkr./år 



Tabel 28a Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for våd proces med posefilter, 

alternativ 1. 

Investeringen omfatter: 

1) Anlæg for dosering af aktivt kul i røggassen mellem kedel og eksisterende 

røgrensning. Der forudsættes et enkelt anlæg, hvor aktivkullet transporteres til 

affaldsforbrændingsanlægget i bigbags og enten tømmes i mindre beholder eller 

der foretages dosering direkte fra bigbag. 

2) 2. skrubbertrin. 

3) Udvidelse af spildevandsrenseanlæg med gipsfældeanlæg. 

Anden optimeringsmulighed omfatter SO2-skrubbertrin, gipsfældning samt aktivt 

kul-dosering i posefilter. 

5 tons/h 



8,6 mkr. 


Drifts-og vedligeholdelsesomkostninger 0,64 mkr./år 




Tabel 28b Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for våd proces med posefilter, 

alternativ 2. 


1) Anlæg for dosering af aktivt kul som ved alternativ. 






3) Udvidelse af spildevandsrenseanlæg med gipsfældeanlæg som ved alternativ 1. 

Notat nr.: 00-312 

Tredje optimeringsmulighed omfatter aktivt kul-dosering i skrubber samt gipsfældning. 

5 tons/h 


14,4 mkr. 



Drifts- og vedligeholdelsesomkostninger 1,27 mkr./år 




Tabel 28c Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for våd proces med posefilter, 

alternativ 3. 


1) 2. skrubbertrin med indbygget aktivt kul-dosering (våd). 

2) Udvidelse af spildevandsrenseanlæg med gipsfældeanlæg. 

9.7 Våd et-trinsproces med el-filter 

I afsnit 8.7.1 ses, at forbrændingsanlæg med våd et-trinsrøggasrensning samt el-filter 

har en kapacitet på 2,3 til 9,5 tons/h. Ud fra dette er det valgt at vurdere anlægsinvesteringer 

samt drift-og vedligeholdelsesomkostninger for anlæg med en kapacitet på henholdsvis 

5 og 10 tons/h. 



Første optimeringsmulighed omfatter udrustning eksisterende skrubbertårn, gipsfældning 

samt nyt posefilter med aktivt kul-dosering. 



Finansieringsomkostninger 

(10 år/4 % p.a.) 


16,5 mkr. 24,2 mkr. 

2,03 mkr./år 2,98 mkr./år 





Drifts-og vedligeholdel- 

1,19 mkr./år 2,12 mkr./år 

sesomkostninger 

Samlet årlig omkostning 3,23 mkr./år 5,11 mkr./år 

Årlig omkostning pr. ton 

affald ved 10 års afskrivning 

83 kr/ton 


65 kr/ton 


Notat nr.: 00-312 

Tabel 29a Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for våd ét-trinsproces med 

el-filter, alternativ 1. 


1) Udrustning af 2. skrubbertrin. 

2) Posefilter med gas/gas-heater. 

3) Anlæg for dosering af aktivt kul/kalkblanding i posefilter. Der forudsættes et 

system med en silo, således at blandingsproduktet, fx Sorbalit transporteres til 

affaldsforbrændingsanlægget som bulk (tankvogn). 

Anden optimeringsmulighed omfatter SO2-skrubbertrin, gipsfældning samt posefilter 

med aktivt kul-dosering. 




18,5 mkr. 27,5 mkr. 


år/4 % p.a.) 

2,31 mkr./år 3,39 mkr./år 

Drifts-og 

kostningervedligeholdelsesom- 

1,16 mkr./år 2,03 mkr./år 




89 kr/ton 


69 kr/ton 


Tabel 29b Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for våd ét-trinsproces med elfilter, 

alternativ 2. 




3) Anlæg for dosering af aktivt kul/kalkblanding i posefilter. Der forudsættes et 

system med en silo, således at blandingsproduktet, f. eks. Sorbalit transporteres 

til affaldsforbrændingsanlægget som bulk (tankvogn). 





Notat nr.: 00-312 

Tredje optimeringsmulighed omfatter aktivt kul-dosering i skrubber, gipsfældning 

samt ekstra støvudskillelse. 




16,1 mkr. 19,0 mkr. 


år/4 % p.a.) 

1,98 mkr./år 2,35 mkr./år 

Drifts-og 


1,45 mkr./år 2,26 mkr./år 




88 kr/ton 


59 kr/ton 


Tabel 29c Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for våd ét-trinsproces med 



1) 2. skrubbertrin med “indbygget” aktivt kul-dosering (våd). 

2) Venturi indbygget efter 2. vådskrubbertrin. 

9.8 Våd to-trinsproces 

Som anført i afsnit 8.8.1 har forbrændingsanlæg med vådt to-trinsrøggasrensning en 

kapacitet på 5 til 10 tons/h. Ud fra dette er det valgt at vurdere anlægsinvesteringer samt 

drift- og vedligeholdelsesomkostninger for netop disse to størrelser. 



Første optimeringsmulighed omfatter ombygning af eksisterende skrubberanlæg, 

gipsfældning, udvidelse/udskiftning af GGH samt posefilter med aktivt kuldosering. 




15,1 mkr. 22,6 mkr. 

Finansieringsomkostninger 

år/4 % p.a.) 

(10 

1,86 mkr./år 2,78 mkr./år 

Drifts-og 


1,16 mkr./år 2,08 mkr./år 




77 kr/ton 

(116 kr/ton ved5 års afskrivning) 

62 kr/ton 

(92 kr/ton ved5 års afskrivning) 





Notat nr.: 00-312 

Tabel 30a Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for våd to-trinsproces med 



1) Ombygning af eksisterende af 2. vådskrubbertrin. 


3) Anlæg for dosering af aktivt kul/kalk blanding i posefilter. Der forudsættes et 

system med en silo, således at blandingsproduktet, fx Sorbalit transporteres til 

affaldsforbrændingsanlægget som bulk (tankvogn). 

Anden optimeringsmulighed omfatter aktivt kul-dosering i skrubber samt gipsfældning. 




16,1 mkr. 19,0 mkr. 


år/4 % p.a.) 

1,98 mkr./år 2,35 mkr./år 

Drifts-og 


1,45 mkr./år 2,26 mkr./år 




88 kr/ton 


59 kr/ton 


Tabel 30b Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for våd ét-trinsproces med elfilter, 

alternativ 2. 


1) 2. vådskrubbertrin med “indbygget” aktivt kul-dosering (våd). 

2) Venturi indbygget efter 2. vådskrubbertrin. 

9.9 NOx-reduktion 

Reduktion af kvælstof ilter kan som tidligere nævnt ske katalytisk (SCR) eller ikke katalytisk 

(SNCR). 

SCR-anlæg kan dimensioneres til enten at fjerne NOx alene eller både NOx og dioxiner/furaner. 

I sidstnævnte tilfælde er emissionsgrænsen for dioxin, som er dimensionerende 

for katalysatorens størrelse. Uanset typen er et SCR-anlæg meget dyrt, både med hensyn 

til investering og driftsudgifter (primært naturgasforbrug til genopvarmning af røggassen). 

Fordelen ved et kombineret anlæg er, at udgiften til andre dioxinfiltre spares. 





Notat nr.: 00-312 

Det er dog vurderingen, at det på alle danske anlæg vil være muligt at etablere SNCRanlæg 

og samtidig overholde emissionskravene. I det følgende fokuseres på økonomien 

i forbindelse med SNCR-teknikken. 

De økonomiske konsekvenser ved etablering af NOx-reduktion på affaldsforbrændingsanlæggene 

anføres som tidligere nævnt separat, da de er uafhængige af de øvrige optimeringstiltag 

på anlæggene. 

For et anlæg på henholdsvis 5 og 10 tons/h er anlægsinvestering, finansieringsomkostninger 

samt drifts- og vedligeholdelsesomkostninger som følger: 




5,2 mkr. 7,4 mkr. 


år/4 % p.a.) 

641.000 kr./år 912.000 kr./år 

Drifts-og 


286.000 kr./år 442.000 kr./år 

Samlet årlig omkostning 927.000 kr./år 1.354.000 kr./år 



24 kr/ton 


Tabel 31 Anlægsinvestering samt drifts-og vedligeholdelsesudgifter for SNCR 

17 kr/ton 


Anlæggene omfatter komplet lagertank for 25% ammoniakvand inklusive halvtagsbygning, 

komplet pumpeudstyr samt komplet injektionsudstyr. 

Udgifter til et eventuelt stripperanlæg for ammoniak er ikke indeholdt i anlægsinvesteringen, 

da dette vil afhænge af de lokale myndigheders eventuelle krav til ammoniak i 

spildevandet. 

Driftsudgifter er baseret på et NOx-niveau i rågassen på ca. 300 mg/Nm 3 og med garanti 

for overholdelse af døgnmiddelværdi på 200 mg/Nm 3 . 

Prisen for anlæg mindre end eller lig med 6 ton/h er kun interessant, hvis emissionsgrænser 

sænkes, eller der indføres afgifter på NOx-emission, idet grænseværdien for 

bestående anlæg mindre end eller lig med 6 tons/h er 400 mg/Nm 3 (500 mg/Nm 3 indtil 

1. januar 2003). De fleste ældre anlæg vil formentlig kunne overholde 400 mg/Nm 3 

uden SNCR. 

En situation med lavere grænseværdier eller afgifter på NOx vil kunne gøre et SCRanlæg 

mere interessant. 





9.10 Emissionsmåleudstyr 

9.10.1 Nuværende måleomfang 

Notat nr.: 00-312 

Til registrering af specifikke krav til driften skal der pt. måles kulmonoxid (CO) og ilt 

(O2) efter kedlen. Måling og registrering skal være kontinuert. 

Anlæggets emission af støv og hydrogenchlorid (HCl) skal ligeledes måles og registreres 

kontinuert på anlæggets afkast. 

På grund af den ikrafttrådte svovlafgift har en række affaldsfyrede kraftvarmeværker 

ligeledes anskaffet sig en kontinuert svovldioxid (SO2)-måler. 

9.10.2 Fremtidigt måleomfang 

Ud over måling af støv og HCl vil der blive stillet krav om kontinuert måling af total 

organisk carbon (TOC), hydrogenfluorid (HF), svovldioxid (SO2) og nitrogenoxider 

(NOx). HF kan ændres til stikprøvemålinger som i dag, hvis der renses for HCl, hvilket 

er tilfældet for alle affaldsfyrede anlæg i Danmark. 

9.10.3 Supplerende måleudstyr 


Hvilket måleudstyr der skal anskaffes for at kunne leve op til det nye EU direktiv afhænger 

i høj grad af hvilken type af HCl- og SO2-måler, man har i forvejen. 

Nedenfor er forskellige løsningsforslag med tilhørende budgetpriser angivet. 

9.10.3.2 HCl-måler som udgangspunkt 

HCl-måler af fabrikat Bran & Luebbe eller Opsis 

Målesystemet udvides med ekstraktivt målesystem for SO2, NOx og TOC. 

Udtagssystem + SO2 

NOx 

246.000 kr. 

55.000 kr. 

TOC 120.000 kr. 

I alt 421.000 kr. 

Målesystem udvides med in-situ-måler for SO2 og NOx samt TOC-måler direkte på kanal. 





In-situ SO2 + NOx 

330.000 kr. 

TOC 156.000 kr. 

I alt 486.000 kr. 

HCl-måler af fabrikat Bodenseewerk (tidligere Perkin Elmer nu Sick) 

Udvidelse af måler for SO2, NOx og TOC, samlet pris: DKK 490.000,- 

9.10.3.3 HCl- og SO2-måler som udgangspunkt 

HCl-måler er fabrikat Bran & Luebbe eller Opsis og SO2-måler er ekstraktiv. 

Udvidelse af SO2-måler med NOx og TOC. 

NOx 

144.000 kr. 

TOC 120.000 kr. 

I alt 264.000 kr. 

HCl- og SO2-måler af fabrikat Bodenseewerk 

Udvidelse af måler for NOx og TOC, samlet pris: DKK 410.000,- 

9.10.4 Drift og vedligehold 

Notat nr.: 00-312 

I gennemsnit bruges der i dag omkring 400-500 timer pr. år pr. anlæg på vedligehold og 

kalibrering af de kontinuerte målere (CO, O2, HCl og støv). 

Udvidelse af måleparken til at omfatte SO2, NOx og TOC vil formentlig medføre, at 

drift og vedligehold vil stige til omkring 800-1000 timer. 

Dertil kommer udgifter til slid og (reparation af) reservedele samt kalibreringsgasser. 

Udgiften hertil varierer med udstyrsvalg og bør diskuteres med leverandøren i de enkelte 

tilfælde. Det anbefales tillige at få udført et serviceeftersyn hvert halve eller hele år. 

Servicekontrakter kan tegnes med de fleste leverandører på timebasis. 

9.10.5 Kontrolmålinger 

SO2-, NOx-, HCl-, TOC- og støvmålerne bør kontrolleres ved stikprøve eller parallelmålinger 

årligt. En måling vil beløbe sig til omkring DKK 50.000,-. 





9.10.6 Støvmåling 

Notat nr.: 00-312 

Det er i dag almindeligt, at støvmålingen foretages efter pose-/el-filter og før skrubber, 

idet der ikke har eksisteret udstyr, der kunne måle støvindholdet direkte i den våde røggas 

i afkastet. 

De nye EU-krav kan medføre, at der strammes op over for dette og at der kræves, at 

målingen skal foregå i afkastet. En sådan måling kræver en bypass støvmåler, som vil 

beløbe sig til omkring 300.000 kr. 

9.11 Emissionsmålinger 

I forhold til det nuværende omfang af de to årlige emissionsmålinger vil de skærpede 

krav i udkast til EU-direktivet betyde følgende: 

- Måling af dioxiner/furaner (6 timer). 

- Måling af fire ekstra tungmetaller. 

- Måling af NOx. 

De ekstra omkostninger vil for et anlæg med en ovnlinie beløbe sig til ca. DKK 50.000,- 

for de to årlige emissionsmålinger. Såfremt anlægget har flere ovnlinier, vil de ekstra 

omkostninger pr. ovnlinie være relativt lavere, idet flere analyser ad gangen vil give 

rabat, ligesom der vil være et lavere tidsforbrug til transport, prøveudtagning m.v. 





10. Driftserfaringer med optimeret røggasrensning 

10.1 Nye anlæg 

10.1.1 Fynsværket, ovnlinie 1 og 2 

Notat nr.: 00-312 

Fynsværkets affaldsforbrændingsanlægs linie 1 og 2, der blev idriftsat i 1996, var de to 

første affaldsforbrændingslinier, der fra idriftsættelsen havde dioxinrensningskrav. Hver 

affaldsforbrændingslinie består af en 8 ton-ovn, elektrofilter, et totrinsskrubbertårn, 

genopvarmning af røggassen, dosering af 6,5 kg Sorbalit pr. time (20% aktivt kul), før 

røggassen slutfiltreres i et posefilter. 

Garantimålinger i maj 1997 viste, at indgangsniveauet for dioxin til røggasrensingsanlægget 

lå på omkring 1 ng/Nm 3 , og at kravet på 0,1 ng/Nm 3 kun blev overholdt på en af 

de to ovnlinier. Senere målinger viser, at dioxinkravene overholdes med god margin. 

Genopvarmningen af røggassen var oprindeligt udlagt til 95EC svarende til 35EC over 

dugpunktet, men omfattende korrosion omkring posefilteret har tvunget leverandøren til 

at hæve temperaturen til omkring 110EC. 

10.1.2 REFA, ovnlinie 3 

REFA i Nykøbing Falster har idriftsat en 9 tons/h affaldslinie, benævnt ovnlinie 3. Anlægget 

er primo 2000 sat i prøvedrift efter 4-5 måneders opstart og bypassdrift. 

Røggasrensningsanlægget er opbygget med en GSA-reaktor inkl. cyklon efterfulgt af et 

posefilter. Der anvendes brændt og læsket kalk samt tilsættes aktivt kul i overstrømsrør 

fra GSA til posefilter. Ved indløb til GSA’en har røggassen en temperatur på 155-160 

o C, og skorstenstemperaturen er ca. 130 o C. 

Et kendt problem med GSA-anlæg er aflejringer af kalksten på siderne, specielt i forbindelse 

med indtrængen af falsk luft. Dette er bl.a. set på anlægget i Slagelse (KAVO) 

men er på REFA3 ikke et driftsmæssigt problem. 

Mængden af restprodukt fra GSA-anlægget er højere end ved andre typer røggasrensningsanlæg, 

men REFA vil med tiden forsøge at få mængden af restprodukt reduceret. 

Leverandøren FLS Miljø har oplyst, at dioxiner/furaner kan fjernes uden tilsætning af 

aktivt kul på grund af den store overflade på kalken samt den høje recirkulationsrate i 

systemet. Det bliver dog alligevel tilsat aktivt kul før posefiltret i en mængde på 2,2 -2,5 

kg/h, uden at det dog er forsøgt at nedbringe mængden ved optimering. 

Generelt er REFA meget tilfreds med anlægget. 





10.1.3 Svendborg Forbrændingsanlæg, ovnlinie 3 

Notat nr.: 00-312 

Svendborg Forbrændingsanlæg, ovnlinie 3 er det første anlæg med våd dioxinrens, som 

LAB har leveret i Danmark. Dioxinmålinger udført af både LAB og bygherren umiddelbart 

efter idriftsættelsen viser, at emissionskravet på 0,1 ng/Nm 3 fint overholdes, idet 

målingerne har vist dioxinemissioner på henholdsvis 0,01 og 0,02 ng/Nm 3 . 

Samtidig viser målinger af SO2-emissionen, at det meget høje L/G-forhold, der anvendes 

for at sikre dioxinfjernelsen, resulterer i en SO2-emission under 5 mg/Nm 3 . 

10.2 Retrofit af eksisterende anlæg 

10.2.1 Amagerforbrænding, ovnlinie 1-4 

I/S Amagerforbrænding er det første affaldsforbrændingsanlæg i Danmark, som har 

udført optimering af anlægget, så det efter ombygning opfylder dele af udkast til EUdirektiv. 

Grundet problemer med for høje kviksølvemissioner blev der i 1993 taget principbeslutning 

om etablering af et anlæg for reduktion af kviksølvemissionen, og det blev 

overvejet enten at tilsætte natriumsulfid eller aktivt kul til røggassen. Efter vurdering af 

de to metoder blev det besluttet at etablere et anlæg for indblæsning af aktivt kul. Der 

var færrest arbejdsmiljømæssige risici ved aktivt kul, og målingerne af dioxin i røggassen 

viste, at der også var behov for en bedre rensning for dioxin. 

Anlægget blev etableret i 1997 med en fælles kulsilo for alle fire ovnlinier. Under siloen 

- som er ca. 50 m 3 - sidder fire separate doserings- og fordelingssystemer. Anlægget har 

kørt siden uden nogle nævneværdige driftsproblemer, og der har ikke været udskiftning 

af komponenter. I det hele taget er anlægget karakteriseret ved, at der er brug for meget 

lidt vedligehold. 

På det semitørre sprayabsorbtionsanlæg har forsøg vist, at det er muligt at overholde 

såvel HCl- som SO2-emissionskravene i udkast til EU-direktiv. For øjeblikket har anlægget 

et kalkforbrug på ca. 7 kg/tons affald, svarende til et støkiometrisk forbrug på 

1,3-1,4. Anlægget er forsynet med ren temperaturregulering. 

Med hensyn til opfyldelse af kravet om en NOx-emission på 200 mg/Nm 3 er der iværksat 

etablering af SNCR på ovnlinie 4, og etablering af dette på de tre øvrige ovnlinier er 

planlagt. NOx-niveauet var 300-320 mg/Nm 3 , men i forbindelse med ombygning af ovnen 

på ovnlinie 4 har reduktion af O2-indholdet fra 12-13% til 6-7% i sig selv betydet 

en reduktion af NOx-niveauet, idet forbrændingen er blevet bedre. 





10.2.2 I/S Vestforbrænding, ovnlinie 1-4 

Notat nr.: 00-312 

I/S Vestforbrænding har - ligesom I/S Amagerforbrændingen - planlagt optimering af de 

fire gamle ovnlinier, så anlægget opfylder alle krav i udkast til EU-direktiv. 

I den reviderede miljøgodkendelse for I/S Vestforbrænding, udarbejdet i forbindelse 

med idriftsættelse af ovnlinie 5 skærpede miljømyndighederne samtidigt en række krav 

vedrørende emissioner for ovnlinie 1-4. 

Emissionsgrænserne svarer til kravene i udkastet til det kommende EU-direktiv og omfatter 

bl.a. skærpede krav for SO2, NOx og dioxiner/furaner. Kravene for SO2 skal være 

opfyldt senest den 1. september 2000, mens kravene til NOx og dioxiner/furaner skal 

være opfyldt senest den 1. september 2001. 

Da anlæggene er udstyret med en SO2-skrubber består første del af projektet i at få denne 

i drift på NaOH samt etablere gipsfældning i spildevandsbehandlingsanlægget. 

For så vidt angår NOx og dioxiner/furaner pågår der for øjeblikket undersøgelser, som 

skal klarlægge mulige løsningsmetoder. 

10.2.3 Amsterdam-West, Holland 

Affaldsforbrændingsanlægget i Amsterdam er et af Europas største med en årlig kapacitet 

på 765.000 ton affald. Anlægget blev idriftsat i 1993 og havde - bortset fra dioxin - 

emissionskrav, der svarer til eller var strengere end det nye EU-direktivforslag. For dioxin 

var grænseværdien sat til 0,3 ng/m 3 men med en passus om, at kravet fra 1997 ville 

blive 0,1 ng/m 3 . For at overholde dette krav installeredes et LAB Wtedediox-anlæg baseret 

på tilsætning af aktivt kul i andet skrubbertrin. Kontrolmålinger viste, at det på 

grund af memory-effekt tog ca. et år, før emissionsgrænsen på 0,1 ng/m 3 blev overholdt. 

Emissionsniveauet er siden faldet yderligere og ligger pt. mellem 0,01 og 0,06 ng/m 3 

Næste kurve viser dioxinindholdet i røggassen efter installation af dedioxprocessen. 





PCDD/F i ng TEQ/nm3 

1 

0,9 

0,8 

0,7 

0,6 

0,5 

0,4 

0,3 

0,2 

0,1 

0 

0 1000 2000 3000 4000 5000 

tid 

6000 7000 8000 

Figur 25 Memory-effekt på Amsterdam-West, Holland. 

Kilde: “LAB communication” /13/. 

10.2.4 IVRO, Belgien 

Notat nr.: 00-312 

Affaldsforbrændingsanlægget IVRO i Roeselare i Belgien er det første anlæg som anvender 

de katalytiske filterposer kaldet Remedia fra firmaet W.L. Gore (se afsnit 

7.2.7.1). 

Anlægget, som blev opført i 1976, har to ovnlinier på hver 4 tons/h med henholdsvis elfilter 

og posefilter. I 1990 overgik anlægget til at anvende Spongiacal, en specialkalk, i 

stedet for almindelig hydratkalk. Samtidigt installeredes GORETEX-filterposer, så 

støvemissionen reduceredes til under 1 mg/Nm 3 . I 1996 installeredes et system til dosering 

af aktivt kul før posefiltret for at reducere dioxinemissionen til under 0,1 ng/Nm 3 . 

På grund af problemer med brand i posefiltret, som drives ved 200-230EC, søgte anlægget 

efter alternativer til brugen af aktivt kul. 

W.L. Gore har kørt en del forsøg med de katalytiske filterposer til reduktion af dioxinemissionen 

fra anlægget. Siden oktober 1998 har hele anlægget været udrustet med de 





Notat nr.: 00-312 

katalytiske poser, hvilket anlægget er meget tilfreds med, idet der ikke har været nævneværdige 

problemer. 

10.2.5 Spittellau, Wien 

Anlægget Spittellau i Wien er det første anlæg i Europa udstyret med SCR-katalysatorer 

til dioxin- og NOx-reduktion og har været i drift siden 1990. 

Aktivitetsmålinger på katalysatoren viser, at aktiviteten på trods af 10 års drift stadig er 

94% af udgangsniveauet. Driftstiden er ca. 8.000 h/år. 

Af ti målinger af dioxin/furan-emissionen i perioden februar 1997 - januar 1998 vistes 

et gennemsnit på 0,0330 ng/Nm 3 . 

Ud over SCR-katalysatoren består anlægget af skrubberanlæg til reduktion af HCl og 

SO2. Emissionen af disse ligger for 1998 i gennemsnit på henholdsvis 0,6 mg/Nm 3 og 

3,6 mg/Nm 3 , hvilket betragtes som meget lave værdier. 

Anlægget overvejer at indbygge CO-katalysator, da CO-emissionen er tæt på grænseværdien, 

hvor der skal betales afgift. Der findes p.t. CO-katalysator i drift på anlæg i 

Rotterdam.

Optimering af røggasrensning efter affaldsforbrænding

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?