Protocol bij het Verdrag van 1979 betreffende grensoverschrijdende luchtverontreiniging over lange afstand, inzake persistente organische verontreinigende stoffen

Waste incineration includes municipal waste, hazardous waste, medical waste and sewage sludge incineration.

The main control measures for PCDD/F emissions from waste incineration facilities are:

• a)

  Primary measures regarding incinerated wastes;

• b)

  Primary measures regarding process techniques;

• c)

  Measures to control physical parameters of the combustion process and waste gases (e.g. temperature stages, cooling rate, O₂ content, etc.);

• d)

  Cleaning of the flue gas; and

• e)

  Treatment of residuals from the cleaning process.

The primary measures regarding the incinerated wastes,involving the management of feed material by reducing halogenated substances and replacing them by non-halogenated alternatives, are not appropriate for municipal or hazardous waste incineration. It is more effective to modify the incineration process and install secondary measures for flue-gas cleaning. The management of feed material is a useful primary measure for waste reduction and has the possible added benefit of recycling. This may result in indirect PCDD/F reduction by decreasing the waste amounts to be incinerated.

The modification of process techniques to optimize combustion conditions is an important and effective measure for the reduction of PCDD/F emissions (usually 850C or higher, assessment of oxygen supply depending on the heating value and consistency of the wastes, sufficient residence time – 850C for ca. 2 sec – and turbulence of the gas, avoidance of cold gas regions in the incinerator, etc.). Fluidized bed incinerators keep a lower temperature than 850C with adequate emission results. For existing incinerators this would normally involve redesigning and/or replacing a plant – an option which may not be economically viable in all countries. The carbon content in ashes should be minimized.

Flue gas measures. The following measures are possibilities for lowering reasonably effectively the PCDD/F content in the flue gas. The de novo synthesis takes place at about 250 to 450C. These measures are a prerequisite for further reductions to achieve the desired levels at the end of the pipe:

• a)

  Quenching the flue gases (very effective and relatively inexpensive);

• b)

  Adding inhibitors such as triethanolamine or triethylamine (can reduce oxides of nitrogen as well), but side-reactions have to be considered for safety reasons;

• c)

  Using dust collection systems for temperatures between 800 and 1000C, e.g. ceramic filters and cyclones;

• d)

  Using low-temperature electric discharge systems; and

• e)

  Avoiding fly ash deposition in the flue gas exhaust system.

Methods for cleaning the flue gas are:

• a)

  Conventional dust precipitators for the reduction of particle-bound PCDD/F;

• b)

  Selective catalytic reduction (SCR) or selective non-catalytic reduction (SNCR);

• c)

  Adsorption with activated charcoal or coke in fixed or fluidized systems;

• d)

  Different types of adsorption methods and optimized scrubbing systems with mixtures of activated charcoal, open hearth coal, lime and limestone solutions in fixed bed, moving bed and fluidized bed reactors. The collection efficiency for gaseous PCDD/F can be improved with the use of a suitable pre-coat layer of activated coke on the surface of a bag filter;

• e)

  H₂O₂-oxidation; and

• f)

  Catalytic combustion methods using different types of catalysts (i.e. Pt/Al₂O₃ or copper-chromite catalysts with different promoters to stabilize the surface area and to reduce ageing of the catalysts).

The methods mentioned above are capable of reaching emission levels of 0.1 ng TE/m³ PCDD/F in the flue gas. However, in systems using activated charcoal or coke adsorbers/filters care must be taken to ensure that fugitive carbon dust does not increase PCDD/F emissions downstream. Also, it should be noted that adsorbers and dedusting installations prior to catalysts (SCR technique) yield PCDD/F-laden residues, which need to be reprocessed or require proper disposal

A comparison between the different measures to reduce PCDD/F in flue gas is very complex. The resulting matrix includes a wide range of industrial plants with different capacities and configuration. Cost parameters include the reduction measures for minimizing other pollutants as well, such as heavy metals (particle-bound or not particle-bound). A direct relation for the reduction in PCDD/F emissions alone cannot, therefore, be isolated in most cases. A summary of the available data for the various control measures is given in table 1.

Medical waste incinerators may be a major source of PCDD/F in many countries. Specific medical wastes such as human anatomical parts, infected waste, needles, blood, plasma and cytostatica are treated as a special form of hazardous waste, while other medical wastes are frequently incinerated on-site in a batch operation. Incinerators operating with batch systems can meet the same requirements for PCDD/F reduction as other waste incinerators.

Parties may wish to consider adopting policies to encourage the incineration of municipal and medical waste in large regional facilities rather than in smaller ones. This approach may make the application of BAT more cost-effective.

The treatment of residuals from the flue-gas cleaning process. Unlike incinerator ashes, these residuals contain relatively high concentrations of heavy metals, organic pollutants (including PCDD/F), chlorides and sulphides. Their method of disposal, therefore, has to be well controlled. Wet scrubber systems in particular produce large quantities of acidic, contaminated liquid waste. Some special treatment methods exist. They include:

• a)

  The catalytic treatment of fabric filter dusts under conditions of low temperatures and lack of oxygen;

• b)

  The scrubbing of fabric filter dusts by the 3-R process (extraction of heavy metals by acids and combustion for destruction of organic matter);

• c)

  The vitrification of fabric filter dusts;

• d)

  Further methods of immobilization; and

• e)

  The application of plasma technology.

Specific processes in the metallurgical industry may be important remaining sources of PCDD/F emissions. These are:

• a)

  Primary iron and steel industry (e.g. blast furnaces, sinter plants, iron pelletizing);

• b)

  Secondary iron and steel industry; and

• c)

  Primary and secondary non-ferrous metal industry (production of copper).

PCDD/F emission control measures for the metallurgical industries are summarized in table 2.

Metal production and treatment plants with PCDD/F emissions can meet a maximum emission concentration of 0.1 ng TE/m³ (if waste gas volume flow > 5000m³/h) using control measures.

In the combustion of fossil fuels in utility and industrial boilers (>50 MW thermal capacity), improved energy efficiency and energy conservation will result in a decline in the emissions of all pollutants because of reduced fuel requirements. This will also result in a reduction in PCDD/F emissions. It would not be cost-effective to remove chlorine from coal or oil, but in any case the trend towards gas-fired stations will help to reduce PCDD/F emissions from this sector.

It should be noted that PCDD/F emissions could increase significantly if waste material (sewage sludge, waste oil, rubber wastes, etc.) is added to the fuel. The combustion of wastes for energy supply should be undertaken only in installations using waste gas purification systems with highly efficient PCDD/F reduction (described in section A above).

The application of techniques to reduce emissions of nitrogen oxides, sulphur dioxide and particulates from the flue gas can also remove PCDD/F emissions. When using these techniques, PCDD/F removal efficiencies will vary from plant to plant. Research is ongoing to develop PCDD/F removal techniques, but until such techniques are available on an industrial scale, no best available technique is identified for the specific purpose of PCDD/F removal.

The contribution of residential combustion appliances to total emissions of PCDD/F is less significant when approved fuels are properly used. In addition, large regional differences in emissions can occur due to the type and quality of fuel, geographical appliance density and usage.

Domestic fireplaces have a worse burn-out rate for hydrocarbons in fuels and waste gases than large combustion installations. This is especially true if they use solid fuels such as wood and coal, with PCDD/F emission concentrations in the range of 0.1 to 0.7 ng TE/m³.

Burning packing material added to solid fuels increases PCDD/F emissions. Even though it is prohibited in some countries, the burning of rubbish and packing material may occur in private households. Due to increasing disposal charges, it must be recognized that household waste materials are being burned in domestic firing installations. The use of wood with the addition of waste packing material can lead to an increase in PCDD/F emissions from 0.06 ng TE/m³ (exclusively wood) to 8 ng TE/m³ (relative to 11% O₂ by volume). These results have been confirmed by investigations in several countries in which up to 114 ng TE/m³ (with respect to 13% oxygen by volume) was measured in waste gases from residential combustion appliances burning waste materials.

The emissions from residential combustion appliances can be reduced by restricting the input materials to good-quality fuel and avoiding the burning of waste, halogenated plastics and other materials. Public information programmes for the purchasers/operators of residential combustion appliances can be effective in achieving this goal.

Measurement results for wood-firing installations indicate that PCDD/F emissions above 0.1 ng TE/m³ occur in waste gases especially during unfavourable burn-out conditions and/or when the substances burned have a higher content of chlorinated compounds than normal untreated wood. An indication of poor firing is the total carbon concentration in the waste gas. Correlations have been found between CO emissions, burn-out quality and PCDD/F emissions. Table 3 summarizes some emission concentrations and factors for wood-firing installations.

Table 3: Quantity-related emission concentrations and factors for wood-firing installations

The combustion of urban waste wood (demolition wood) in moving grates leads to relatively high PCDD/F emissions, compared to non-waste wood sources. A primary measure for emission reduction is to avoid the use of treated waste wood in wood-firing installations. Combustion of treated wood should be undertaken only in installations with the appropriate flue-gas cleaning to minimize PCDD/F emissions.

During coke production, PAHs are released into the ambient air mainly:

• a)

  When the oven is charged through the charging holes;

• b)

  By leakages from the oven door, the ascension pipes and the charging hole lids; and

• c)

  During coke pushing and coke cooling.

Benzo(a)pyrene (BaP) concentration varies substantially between the individual sources in a coke battery. The highest BaP concentrations are found on the top of the battery and in the immediate vicinity of the doors.

PAH from coke production can be reduced by technically improving existing integrated iron and steel plants. This might entail the closure and replacement of old coke batteries and the general reduction in coke production, for instance by injecting high-value coal in steel production.

A PAH reduction strategy for coke batteries should include the following technical measures:

• a)

  Charging the coke ovens:

  • –

    Particulate matter emission reduction when charging the coal from the bunker into the charging cars;

  • –

    Closed systems for coal transfer when coal pre-heating is used;

  • –

    Extraction of filling gases and subsequent treatment, either by passing the gases into the adjacent oven or by passing via a collecting main to an incinerator and a subsequent dedusting device. In some cases the extracted filling gases may be burned on the charging cars, but the environmental performance and safety of these charging-car-based systems is less satisfactory. Sufficient suction should be generated by steam or water injection in the ascension pipes;

• b)

  Emissions at charging hole lids during coking operation should be avoided by:

  • –

    Using charging hole lids with highly efficient sealing;

  • –

    Luting the charging hole lids with clay (or equally effective material) after each charging operation;

  • –

    Cleaning the charging hole lids and frames before closing the charging hole;

  • –

    Keeping oven ceilings free from coal residuals;

• c)

  Ascension pipe lids should be equipped with water seals to avoid gas and tar emissions, and the proper operation of the seals should be maintained by regular cleaning;

• d)

  Coke oven machinery for operating the coke oven doors should be equipped with systems for cleaning the seals' surfaces on the oven door frames and oven doors;

• e)

  Coke oven doors:

  • –

    Highly effective seals should be used (e.g. spring-loaded membrane doors);

  • –

    Seals on the oven doors and door frames should be cleaned thoroughly at every handling operation;

  • –

    Doors should be designed in a manner that allows the installation of particulate matter extraction systems with connection to a dedusting device (via a collecting main) during pushing operations;

• f)

  The coke transfer machine should be equipped with an integrated hood, stationary duct and stationary gas cleaning system (preferably a fabric filter);

• g)

  Low-emission procedures should be applied for coke cooling, e.g. dry coke cooling. The replacement of a wet quenching process by dry coke cooling should be preferred, so long as the generation of waste water is avoided by using a closed circulation system. The dusts generated when dry quenched coke is handled should be reduced.

A coke-making process referred to as “non-recovery coke-making" emits significantly less PAH than the more conventional by-product recovery process. This is because the ovens operate under negative pressure, thereby eliminating leaks to the atmosphere from the coke oven doors. During coking, the raw coke oven gas is removed from the ovens by a natural draught, which maintains a negative pressure in the ovens. These ovens are not designed to recover the chemical by-products from raw coke oven gas. Instead, the offgases from the coking process (including PAH) are burned efficiently at high temperatures and with long residence times. The waste heat from this incineration is used to provide the energy for coking, and excess heat may be used to generate steam. The economics of this type of coking operation may require a cogeneration unit to produce electricity from the excess steam. Currently there is only one non-recovery coke plant operating in the United States, and one is in operation in Australia. The process is basically a horizontal sole-flue non-recovery coke oven with an incineration chamber adjoining two ovens. The process provides for alternate charging and coking schedules between the two ovens. Thus, one oven is always providing the incineration chamber with coke gases. The coke gas combustion in the incineration chamber provides the necessary heat source. The incineration chamber design provides the necessary dwell time (approximately 1 second) and high temperatures (minimum of 900°C).

An effective monitoring programme for leakages from coke oven door seals, ascension pipes and charging hole lids should be operated. This implies the monitoring and recording of leakages and immediate repair or maintenance. A significant reduction of diffuse emissions can thus be achieved.

Retrofitting existing coke batteries to facilitate condensation of flue gases from all sources (with heat recovery) results in a PAH reduction of 86% to more than 90% in air (without regard to waste water treatment). Investment costs can be amortized in five years, taking into account recovered energy, heated water, gas for synthesis and saved cooling water.

Increasing coke oven volumes results in a decrease in the total number of ovens, oven door openings (amount of pushed ovens per day), number of seals in a coke battery and consequently PAH emissions. Productivity increases in the same way by decreasing operating and personnel costs.

Dry coke cooling systems require a higher investment cost than wet methods. Higher operating costs can be compensated for by heat recovery in a process of pre-heating the coke. The energy efficiency of a combined dry coke cooling/coal pre-heating system rises from 38 to 65%. Coal pre-heating boosts productivity by 30%. This can be raised to 40% because the coking process is more homogeneous.

All tanks and installations for the storage and treatment of coal tar and coal tar products must be equipped with an efficient vapour recovery return and/or vapour destruction system. The operating costs of vapour destruction systems can be reduced in an autothermal after-burning mode if the concentration of the carbon compounds in the waste is high enough.

Table 4 summarizes PAH emission reduction measures in coke production plants.

Table 4: PAH emission control for coke production

PAH emissions from anode production have to be dealt with in a similar fashion as those from coke production.

The following secondary measures for emission reduction of PAH-contaminated dust are used:

• a)

  Electrostatic tar precipitation;

• b)

  Combination of a conventional electrostatic tar filter with a wet electrostatic filter as a more efficient technical measure;

• c)

  Thermal after-burning of the waste gases; and

• d)

  Dry scrubbing with limestone/petroleum coke or aluminum oxide (Al₂O₃).

The operating costs in thermal after-burning can be reduced in an autothermal after-burning mode if the concentration of carbon compounds in the waste gas is high enough. Table 5 summarizes PAH emission control measures for anode production.

Table 5: PAH emission control for anode production

Aluminium is produced from aluminium oxide (Al₂O₃) by electrolysis in pots (cells) electrically connected in series. Pots are classified as prebake or Soederberg pots, according to the type of the anode.

Prebake pots have anodes consisting of calcined (baked) carbon blocks, which are replaced after partial consumption. Soederberg anodes are baked in the cell, with a mixture of petroleum coke and coal tar pitch acting as a binder.

Very high PAH emissions are released from the Soederberg process. Primary abatement measures include modernization of existing plants and optimization of the processes, which could reduce PAH emissions by 70-90%. An emission level of 0.015 kg B(a)P/tonne of Al could be reached. Replacing the existing Soederberg cells by prebaked ones would require major reconstruction of the existing process, but would nearly eliminate the PAH emissions. The capital costs of such replacements are very high.

Table 6 summarizes PAH emission control measures for aluminium production.

Table 6: PAH emission control for aluminium production using the Soederberg process

PAH emissions from residential combustion can be detected from stoves or open fireplaces especially when wood or coal is used. Households could be a significant source of PAH emissions. This is the result of the use of fireplaces and small firing installations burning solid fuels in households. In some countries the usual fuel for stoves is coal. Coal-burning stoves emit less PAH than wood-burning ones, because of their higher combustion temperatures and more consistent fuel quality.

Furthermore, combustion systems with optimized operation characteristics (e.g. burning rate) effectively control PAH emissions from residential combustion. Optimized combustion conditions include optimized combustion chamber design and optimized supply of air. There are several techniques which optimize combustion conditions and reduce emissions. There is a significant difference in emissions between differ ent techniques. A modern wood-fired boiler with a water accumulation tank, representing BAT, reduces the emission by more than 90% compared to an outdated boiler without a water accumulation tank. A modern boiler has three different zones: a fireplace for the gasification of wood, a gas combustion zone with ceramics or other material which allow temperatures of some 1000°C, and a convection zone. The convection part where the water absorbs the heat should be sufficiently long and effective so that the gas temperature can be reduced from 1000°C to 250°C or less. There are also several techniques to supplement old and outdated boilers, for example with water accumulation tanks, ceramic inserts and pellet burners.

Optimized burning rates are accompanied by low emissions of carbon monoxide (CO), total hydrocarbons (THC) and PAHs. Setting limits (type approval regulations) on the emission of CO and THCs also affects the emission of PAHs. Low emission of CO and THCs results in low emission of PAHs. Since measuring PAH is far more expensive than measuring CO, it is more cost-effective to set a limit value for CO and THCs. Work is continuing on a proposal for a CEN standard for coal- and wood-fired boilers up to 300 kW (see table 7).

Table 7: Draft CEN standards in 1997

Note: Emission levels in mg/m³ at 10% O₂.

Emissions from residential wood combustion stoves can be reduced:

• a)

  For existing stoves, by public information and awareness programmes regarding proper stove operation, the use of untreated wood only, fuel preparation procedures and the correct seasoning of wood for moisture content; and

• b)

  For new stoves, by the application of product standards as described in the draft CEN standard (and equivalent product standards in the United States and Canada).

More general measures for PAH emission reduction are those related to the development of centralized systems for households and energy conservation such as improved thermal insulation to reduce energy consumption.

Information is summarized in table 8.

Table 8: PAH emission control for residential combustion

Wood preservation with PAH-containing coal-tar products may be a major source of PAH emissions to the air. Emissions may occur during the impregnation process itself as well as during storage, handling and use of the impregnated wood in the open air.

The most widely used PAH-containing coal-tar products are carbolineum and creosote. Both are coal tar distillates containing PAHs for the protection of timber (wood) against biological attack.

PAH emissions from wood preservation, installations and storage facilities may be reduced using several approaches, implemented either separately or in combination, such as:

• a)

  Requirements on storage conditions to prevent pollution of soil and surface water by leached PAH and contaminated rainwater (e.g. storage sites impermeable to rainwater, roof cover, reuse of contaminated water for the impregnation process, quality demands for the material produced);

• b)

  Measures to reduce atmospheric emissions at impregnation plants (e.g. the hot wood should be cooled down from 90°C to 30°C at least before transport to storage sites. However, an alternative method using pressure steam under vacuum conditions to impregnate the wood with creosote should be highlighted as BAT);

• c)

  The optimum loading of wood preservative, which gives adequate protection to the treated wood product in situ, can be regarded as a BAT as this will reduce the demand for replacements, thereby reducing emissions from the wood preservation installations;

• d)

  Using wood preservation products with a lower content of those PAHs that are POPs:

  • –

    Possibly using modified creosote which is taken to be a distillation fraction boiling between 270°C and 355°C, which reduces both the emissions of the more volatile PAHs and the heavier, more toxic PAHs;

  • –

    Discouraging the use of carbolineum would also reduce PAH emissions;

• e)

  Evaluating and then using, as appropriate, alternatives, such as those in table 9, that minimize reliance on PAH-based products.

Burning of impregnated wood gives rise to PAH emissions and other harmful substances. If burning does take place, it should be done in installations with adequate abatement techniques.

Table 9: Possible alternatives to wood preservation involving PAH-based products

Step 1 (reference: ECE regulation No.96)^* “Uniform provisions concerning the approval of compression ignition (C.I.) engines to be installed in agricultural and forestry tractors with regard to the emissions of pollutants by the engine." The regulation came into force on 15 December 1995 and its amendment came into force on 5 March 1997

Step 2

N.S.: Not specified.

POP emissions from motor vehicles occur as particle-bound PAHs emitted from diesel-fuelled vehicles. To a minor extent PAHs are also emitted by petrol-fuelled vehicles.

Lubrication oil and fuels may contain halogenated compounds as a result of additives or the production process. These compounds may be transformed during combustion into PCDD/F and subsequently emitted with the exhaust gases.

For diesel-fuelled mobile sources, the effectiveness of the control of emissions of PAHs may be ensured through programmes to test the mobile sources periodically for particulate emissions, opacity during free acceleration, or equivalent methods.

For petrol-fuelled mobile sources, the effectiveness of the control of emissions of PAHs (in addition to other exhaust components) may be ensured through programmes to test periodically the fuel metering and the efficiency of the catalytic converter.

Afvalverbranding omvat de verbranding van stedelijk afval, gevaarlijk afval, medisch afval en zuiveringsslib.

De belangrijkste maatregelen om de emissie van PCDD/F door afvalverbrandingsinstallaties te beperken zijn:

• a.

  Primaire maatregelen ten aanzien van het verbrande afval;

• b.

  Primaire maatregelen ten aanzien van de procestechnieken;

• c.

  Maatregelen voor de regulering van fysische parameters van het verbrandingsproces en de rookgassen (temperatuur, koelsnelheid, zuurstofgehalte enz.);

• d.

  Rookgasreiniging;

• e.

  Behandeling van de restproducten van het reinigingsproces.

De primaire maatregelen ten aanzien van het verbrande afval, waarbij de materiaaltoevoer wordt aangepast door gehalogeneerde stoffen te vervangen door niet-gehalogeneerde stoffen, zijn niet geschikt voor de verbranding van stedelijk of gevaarlijk afval. In dat geval is het effectiever het verbrandingsproces aan te passen en secundaire maatregelen voor rookgasreiniging te nemen. De aanpassing van de materiaaltoevoer is een nuttige primaire maatregel om de hoeveelheid afval te beperken en heeft daarnaast als voordeel dat recycling mogelijk is. Dit kan leiden tot een indirecte beperking van de PCDD/F-uitstoot doordat er minder afval wordt verbrand.

De wijziging van procestechnieken om de verbrandingsomstandigheden te optimaliseren is een belangrijke en effectieve maatregel om de PCDD/F-uitstoot te beperken (meestal 850°C of hoger, regulering van de zuurstoftoevoer afhankelijk van de verbrandingswaarde en de consistentie van het afval, een voldoende verblijftijd – 850°C gedurende ongeveer 2 seconden – en turbulentie van het gas, voorkomen van gedeelten met koud gas in de verbrandingsoven enz.). Wervelbedverbranders leveren bij een lagere temperatuur dan 850°C afdoende emissieresultaten op. Voor bestaande verbrandingsinstallaties houdt dit meestal in dat de installatie een nieuw ontwerp moet krijgen en/of moet worden vervangen, hetgeen niet in alle landen economisch verantwoord zal zijn. Het koolstofgehalte van de as moet tot een minimum worden beperkt.

Rookgasmaatregelen. De volgende maatregelen kunnen worden genomen om tot een redelijk effectieve daling van het PCDD/F-gehalte in de rookgassen te komen. De de novo-synthese gebeurt bij ongeveer 250 tot 450°C. Deze maatregelen moeten eerst worden genomen voordat verder beperkingen mogelijk zijn om aan het eind van de schoorsteen tot de gewenste niveaus te komen:

• a.

  Snelle afkoeling van de rookgassen (zeer effectief en betrekkelijk goedkoop);

• b.

  Toevoeging van remmers als triethanolamine of triethylamine (kan ook zorgen voor reductie van stikstofoxiden), waarbij echter om veiligheidsredenen rekening moet worden gehouden met nevenreacties;

• c.

  Gebruik van systemen om stof op te vangen voor temperaturen tussen 800 en 1000°C, bijvoorbeeld keramische filters en cyclonen;

• d.

  Gebruik van elektrische ontladingssystemen bij lage temperatuur;

• e.

  Preventie van de afzetting van vliegas in het afvoersysteem voor de rookgassen.

Methoden voor reiniging van de rookgassen zijn:

• a.

  Klassieke stofvangers om de hoeveelheid aan deeltjes gebonden PCDD/F te beperken;

• b.

  Selectieve katalytische reductie of selectieve niet-katalytische reductie;

• c.

  Adsorptie met actieve kool of kooks in vaste of wervelbedsystemen;

• d.

  Verschillende soorten adsorptiemethoden en geoptimaliseerde gaswassystemen met mengsels van actieve kool, martinovenkool, kalk en kalksteenoplossingen in reactoren met een vast bed, een bewegend bed en een wervelbed. De opvangefficiëntie voor gasvormig PCDD/F kan worden verbeterd door op het oppervlak van een doekfilter een afdoende laag actieve kool aan te brengen.

• e.

  Oxidatie met H₂O₂;

• f.

  Katalytische verbrandingsmethoden met verschillende soorten katalysatoren (Pt/Al₂O₃ of koper-chromietkatalysatoren met verschillende promotors om het oppervlak te stabiliseren en veroudering van de katalysator tegen te gaan).

Met bovengenoemde methoden kan een PCDD/F-emissieniveau van 0,1 ng TE/m³ rookgas worden gehaald. Wanneer echter gebruik wordt gemaakt van adsorbers/filters met actieve kool of kooks moet ervoor worden gezorgd dat vrijkomende koolstofdeeltjes niet zorgen voor een stijging van de PCDD/F-uitstoot in een later stadium. Tevens moet worden opgemerkt dat adsorbers en stofvangers vóór katalysatoren (SCR-techniek) residuen met PCDD/F opleveren, die moeten worden opgewerkt of op correcte wijze moeten worden verwijderd.

Een vergelijking tussen de verschillende maatregelen om PCDD/F in rookgassen terug te dringen is een zeer gecompliceerde zaak die leidt tot een matrix met een breed scala van industriële installaties met uiteenlopende capaciteit en configuratie. Bij een vergelijking van de kosten moet ook rekening worden gehouden met de maatregelen om de uitstoot van andere verontreinigingen, zoals zware metalen (al dan niet aan deeltjes gebonden), tot een minimum te beperken. In de meeste gevallen is het dan ook niet mogelijk een direct verband te leggen met alleen de beperking van de PCDD/F-uitstoot. Tabel 1 bevat een overzicht met de beschikbare gegevens voor de verschillende maatregelen.

Verbrandingsinstallaties van medisch afval kunnen in veel landen een belangrijke bron van PCDD/F vormen. Bepaalde soorten medisch afval zoals delen van het menselijk lichaam, besmet afval, naalden, bloed, plasma en cytostatica worden als een speciaal soort gevaarlijk afval behandeld, terwijl ander medisch afval vaak ladingsgewijs ter plaatse wordt verbrand. Verbrandingsinstallaties die ladingsgewijs werken kunnen aan dezelfde eisen inzake de beperking van PCDD/F voldoen als andere afvalverbranders.

De Partijen zullen wellicht willen overwegen of een beleid ter stimulering van de verbranding van stedelijk en medisch afval in grote regionale installaties in plaats van kleinere installaties wenselijk is. Deze aanpak kan het gebruik van BBT rendabeler maken.

De behandeling van residuen van het rookgasreinigingsproces. In tegenstelling tot as van verbrandingsinstallaties bevatten deze residuen relatief hoge concentraties zware metalen, organische verontreinigingen (met inbegrip van PCDD/F), chloriden en sulfiden. De verwijdering daarvan moet dan ook op een gecontroleerde manier gebeuren. Met name bij natte gaswassers ontstaan grote hoeveelheden zuur verontreinigd vloeibaar afval. Er bestaan enkele speciale behandelingsmethoden zoals:

• a.

  De katalytische behandeling van doekfilterstof bij lage temperatuur en in zuurstofarm milieu;

• b.

  Reiniging van doekfilterstof met het 3-R-procédé (extractie van zware metalen met zuur en verbranding om organisch materiaal te vernietigen);

• c.

  Verglazing van doekfilterstof;

• d.

  Andere immobilisatiemethoden; en

• e.

  Het gebruik van plasmatechnologie.

Specifieke processen in de metallurgische industrie kunnen belangrijke resterende bronnen van PCDD/F-uitstoot zijn, zoals:

• a.

  De primaire ijzer- en staalindustrie (b.v. hoogovens, sinterfabrieken en ijzerertspelletisering);

• b.

  De secundaire ijzer- en staalindustrie; en

• c.

  De primaire en secundaire non-ferrometaalindustrie (koperproductie).

Tabel 2 bevat een overzicht van de maatregelen ter beperking van de PCDD/F-uitstoot voor de metallurgische industrie.

Installaties voor metaalproductie en -bewerking met PCDD/F-emissie kunnen voldoen aan een maximale emissieconcentratie van 0,1 ng TE/m³ (bij een rookgasdebiet van meer dan 5.000 m³ /uur) indien zij beperkende maatregelen gebruiken.

Bij de verbranding van fossiele brandstoffen bij elektriciteitsbedrijven en in de industrie (stookketels met een thermische capaciteit van meer dan 50 MW) zullen een verbeterde energie-efficiëntie en energiebesparing leiden tot een daling van de emissie van alle verontreinigende stoffen omdat er minder brandstof nodig is. Dit zal ook leiden tot een daling van de PCDD/F-emissie. Verwijdering van chloor uit kolen of olie is niet kosteneffectief, maar de tendens in de richting van gasgestookte installaties zorgt toch voor een daling van de PCDD/F-emissie in deze sector.

Er dient te worden opgemerkt dat de PCDD/F-emissie significant zou kunnen stijgen als afvalstoffen (zuiveringsslib, afgewerkte olie, rubberafval enz.) aan de brandstof wordt toegevoegd. De verbranding van afval voor de energievoorziening mag uitsluitend gebeuren in installaties met systemen voor rookgaszuivering die voor een zeer efficiënte verwijdering van PCDD/F zorgen (beschreven in deel A).

Het gebruik van technieken om de emissie van stikstofoxiden, zwaveldioxide en deeltjes in de rookgassen te beperken kan ook zorgen voor een beperking van de PCDD/F-emissie. Bij het gebruik van deze technieken zal de efficiëntie van de PCDD/F-verwijdering van installatie tot installatie verschillen. Er wordt onderzoek gedaan naar de ontwikkeling van technieken voor PCDD/F-verwijdering, maar zolang deze technieken nog niet op industriële schaal beschikbaar zijn, wordt er geen beste beschikbare techniek gespecificeerd voor PCDD/F-verwijdering.

De bijdrage van huisverwarmingsinstallaties tot de totale PCDD/F-emissie is minder significant wanneer op een correcte wijze gebruik wordt gemaakt van goedgekeurde brandstoffen. Daarnaast kunnen er grote regionale verschillen in de emissie optreden die veroorzaakt worden door de aard en de kwaliteit van de brandstof en de geografische dichtheid en het gebruik van de installatie.

Koolwaterstoffen in brandstoffen en verbrandingsgassen worden in huisverwarmingsinstallaties minder volledig verbrand dan in grote stookinstallaties. Dit is vooral het geval wanneer er gebruik wordt gemaakt van vaste brandstoffen zoals hout of kolen, waarbij de PCDD/F-concentratie in de rookgassen tussen 0,1 en 0,7 ng TE/m³ ligt.

Wanneer verpakkingsmateriaal tegelijk met vaste brandstoffen wordt verbrand, stijgt de PCDD/F-emissie. Het komt voor dat er in particuliere woningen afval en verpakkingsmateriaal wordt verbrand, ook al is dit in sommige landen verboden. Het staat wel vast dat huisvuil vanwege de stijgende verwijderingskosten in huisverwarmingsinstallaties wordt verbrand. Wanneer daarbij hout met verpakkingsafval wordt gebruikt, kan de PCDD/F-emissie stijgen van 0,06 ng TE/m³ (uitsluitend hout) tot 8 ng TE/m³ (bij 11 volumeprocent O₂). Deze resultaten zijn bevestigd door onderzoek in verschillende landen waar in de verbrandingsgassen van huisverwarmingsinstallaties waar afval wordt verbrand, concentraties tot 114 ng TE/m³ (bij 13 volumeprocent zuurstof) zijn gemeten.

De emissie door huisverwarmingsinstallaties kan worden beperkt door uitsluitend brandstof van goede kwaliteit te gebruiken en geen afval, halogeenhoudende kunststoffen en ander materiaal te verbranden. Voorlichtingsprogramma's die gericht zijn op de kopers/gebruikers van huisverwarmingsinstallaties kunnen hierbij goede diensten bewijzen.

Uit metingen bij houtverbrandingsinstallaties blijkt dat PCDD/F-concentraties boven 0,1 ng TE/m³ in de verbrandingsgassen voorkomen, met name bij onvolledige verbranding en/of wanneer de verbrande stoffen een hoger gehalte aan chloorhoudende verbindingen hebben dan normaal onbehandeld hout. De totale koolstofconcentratie in de verbrandingsgassen geeft een indicatie omtrent een eventuele slechte verbranding. Er is een correlatie gevonden tussen de CO-emissie, de volledigheid van de verbranding en de PCDD/F-emissie. Tabel 3 bevat een overzicht met enkele emissieconcentraties en -factoren voor houtverbrandingsinstallaties.

Tabel 3: Gekwantificeerde emissieconcentraties en -factoren voor houtverbrandingsinstallaties

De verbranding van stedelijk afvalhout (sloophout) in bewegende roosters leidt tot een betrekkelijk hoge PCDD/F-emissie in vergelijking met ander hout dat geen afval is. Als primaire maatregel om de emissie te beperken kan ervoor worden gezorgd dat behandeld afvalhout niet in houtverbrandingsinstallaties wordt verbrand. De verbranding van behandeld hout moet uitsluitend in installaties met een adequate rookgasreiniging gebeuren om de PCDD/F-emissie tot een minimum te beperken.

Bij de productie van kooks komen PAK's met name in de buitenlucht terecht:

• a.

  Bij het laden van de oven door de vulgaten;

• b.

  Door lekkage via de ovendeur, de klimpijpen en de deksels van de vulgaten; en

• c.

  Bij het leegdrukken van de oven en het afkoelen van de kooks.

Qua concentratie van benzo(a)pyreen (BaP) lopen de verschillende bronnen in een kooksbatterij sterk uiteen. De hoogste BaP-concentraties worden aan de bovenkant van de batterij en in de directe omgeving van de deuren gemeten.

De PAK-emissie bij de kooksproductie kan worden beperkt door de bestaande geïntegreerde ijzer- en staalfabrieken technisch te verbeteren. Dit kan betekenen dat oude kooksbatterijen worden gesloten en vervangen en dat de kooksproductie in zijn algemeenheid afneemt ten gunste van bijvoorbeeld de injectie van hoogwaardige kolen bij de staalproductie.

Een strategie ter beperking van de PAK-emissie door kooksbatterijen moet onder andere de volgende technische maatregelen omvatten:

• a.

  Vullen van de kooksovens:

  • –

    Beperking van de deeltjesemissie bij het laden van de kolen uit de bunker in de vulwagens;

  • –

    Gesloten systemen voor de verplaatsing van kolen wanneer gebruik wordt gemaakt van voorverwarming van kolen;

  • –

    Afzuiging en daarna behandeling van de vulgassen, hetzij door de gassen in de dichtstbijzijnde oven te brengen, hetzij door ze via een verzamelleiding naar een naverbrander en vervolgens een stofafscheider te transporteren. In sommige gevallen kunnen de opgevangen vulgassen op de vulwagens worden verbrand, maar deze op vulwagens gebaseerde systemen leveren voor het milieu en qua veiligheid minder goede resultaten op. Door stoom- of waterinjectie in de klimpijpen moet voor voldoende zuiging worden gezorgd;

• b.

  Emissie bij de deksels van de vulgaten tijdens de verkooksing moet worden voorkomen door:

  • –

    Het gebruik van vulgatdeksels die zeer goed afsluiten;

  • –

    Afdichting van de vulgatdeksels met klei (of een even effectief materiaal) na iedere vulling;

  • –

    Reiniging van de vulgatdeksels en -ringen voordat de vulgaten gesloten worden;

  • –

    Zorgen dat de bovenkant van de oven vrij van kolenresten blijft;

• c.

  De deksels van de klimpijpen moeten van watersloten worden voorzien om te voorkomen dat gas en teer ontsnapt en de sloten moeten geregeld worden gereinigd om te zorgen dat ze goed blijven functioneren;

• d.

  De installatie om de kooksovendeuren te bedienen moet worden voorzien van systemen om het oppervlak van de afsluitingen op de deuren en deurramen van de oven te reinigen;

• e.

  Kooksovendeuren:

  • –

    Er moet een zeer goede afdichting worden gebruikt (b.v. membraandeuren onder veerdruk);

  • –

    De afdichting op de ovendeuren en de deurramen moet na ieder gebruik grondig worden gereinigd;

  • –

    De deuren moeten zodanig worden ontworpen dat er een systeem voor het opvangen van deeltjes kan worden geïnstalleerd dat (via een verzamelleiding) bij het leegdrukken op een stofvanginstallatie kan worden aangesloten;

• f.

  De kookstransportmachine moet worden voorzien van een vaste afzuigkap, een vaste afvoerleiding en een vast gasreinigingssysteem (bij voorkeur een doekfilter);

• g.

  Bij het kooksblussen moeten emissiearme procedures worden gevolgd, bijvoorbeeld droge kooksblussing. Het verdient de voorkeur een nat blusprocédé te vervangen door droge kooksblussing, mits er een systeem met een gesloten circulatie wordt gebruikt om te voorkomen dat er afvalwater ontstaat. De hoeveelheid stof die bij de verwerking van droog gebluste kooks ontstaat, moet worden beperkt.

Het zogenaamde „non-recovery-cokemaking" proces emitteert aanzienlijk minder PAK dan het gangbaarder procédé met terugwinning van de bijproducten. Dit komt doordat er in dat geval een onderdruk in de oven heerst, zodat lekkage via de kooksovendeuren naar de buitenlucht onmogelijk is. Bij het verkooksen wordt het ruwgas uit de oven verwijderd door een natuurlijke trek, die voor een onderdruk in de oven zorgt. Deze ovens zijn niet geschikt voor de terugwinning van de chemische bijproducten uit ruwgas. In plaats daarvan worden de rookgassen van het verkooksingsproces (met PAK's) efficiënt verbrand bij hoge temperaturen en een lange verblijftijd. De afvalwarmte van deze verbranding wordt gebruikt voor de energievoorziening bij het verkooksen en het warmteoverschot kan worden gebruikt om stoom te maken. Met het oog op het rendement van dit verkooksingsprocédé is wellicht een installatie voor warmtekrachtkoppeling nodig om met de overmaat stoom elektriciteit op te kunnen wekken. Momenteel draait er slechts één kooksfabriek zonder terugwinning in de Verenigde Staten en één in Australië. Het procédé komt neer op een horizontale kameroven zonder terugwinning met een verbrandingskamer tussen twee ovens. De twee ovens worden om en om gevuld en verkookst. Zo is er altijd één oven die de verbrandingskamer van kooksovengas voorziet. De benodigde warmtebron wordt geleverd door de verbranding van kooksovengas in de verbrandingskamer. Het ontwerp van de verbrandingskamer zorgt voor de benodigde verblijfstijd (ongeveer 1 seconde) en hoge temperaturen (minimaal 900°C).

Er moet een effectief programma worden gebruikt voor de controle op lekkages uit de afdichting van de kooksovendeuren, de klimpijpen en de vulgatdeksels. Dit betekent controle op en registratie van lekkages met onmiddellijk herstel of onderhoud. Op deze manier kan een significante beperking van de diffuse emissie worden verwezenlijkt.

Aanpassing van bestaande kooksbatterijen om de condensatie van rookgassen uit alle bronnen (met warmteterugwinning) te vergemakkelijken zorgt voor een daling van de PAK-emissie in de lucht met 86 tot meer dan 90% (afvalwaterzuivering niet meegerekend). Rekening houdend met de teruggewonnen energie, het verwarmde water, het synthesegas en het bespaarde koelwater kunnen de investeringskosten in vijf jaar worden afgeschreven.

Bij een stijging van het volume van de kooksoven daalt het totale aantal ovens, het aantal keren dat de ovendeur wordt geopend (het aantal leeggedrukte ovens per dag), het aantal afdichtingen in een kooksbatterij en derhalve de PAK-emissie. Door een daling van de bedrijfs- en personeelskosten neemt ook de productiviteit toe.

Droge kooksblussystemen vereisten hogere investeringen dan natte methoden. De hogere bedrijfskosten kunnen worden gecompenseerd door de terugwinning van warmte die voor de oorverwarming van de kolen kan worden gebruikt. De energie-efficiëntie van een gecombineerd systeem met droge kooksblussing en voorverwarming van de kolen stijgt van 38 tot 65%. Door voorverwarming van de kolen neemt de productiviteit met 30% toe. Dit kan tot 40% worden opgevoerd omdat het verkooksingsproces homogener verloopt.

Alle tanks en installaties voor de opslag en behandeling van koolteer en koolteerproducten moeten worden voorzien van een efficiënte dampretourleiding en/of een dampafbraaksysteem. De bedrijfskosten van dampafbraaksystemen kunnen bij een autonoom naverbrandingsprocédé worden beperkt als de concentratie van de koolstofverbindingen in het afval hoog genoeg is.

Tabel 4 geeft een overzicht van de maatregelen ter beperking van de PAK-emissie bij de kooksproductie.

Tabel 4: Beperking van de PAK-emissie bij de kooksproductie

De PAK-emissie bij de productie van anodes moet op een soortgelijke manier worden aangepakt als bij de productie van kooks.

Om de emissie van stof dat met PAK's verontreinigd is te beperken worden de volgende secundaire maatregelen gebruikt:

• a.

  Elektrostatische teerafscheiding;

• b.

  Combinatie van een klassieke elektrostatische teerafscheider met een natte elektrostatische afscheider om de efficiëntie te verhogen;

• c.

  Thermische naverbranding van de afvalgassen; en

• d.

  Droge gasreiniging met kalksteen/petroleumkooks of aluminiumoxide (Al₂O₃).

De bedrijfskosten bij thermische naverbranding kunnen worden beperkt door autotherme naverbranding als de concentratie van de koolstofverbindingen in de rookgassen hoog genoeg is. Tabel 5 bevat een overzicht van de maatregelen ter beperking van de PAK-emissie bij de anodeproductie.

Tabel 5: Beperking van de PAK-emissie bij de anodeproductie

Aluminium wordt vervaardigd uit aluminiumoxide (AL₂O₃) door elektrolyse in elektrisch in serie geschakelde cellen. De cellen worden afhankelijk van de aard van de anode ingedeeld als „Prebake" of Soederberg-cel.

„Prebake" cellen hebben anodes die bestaan uit gecalcineerde (gebakken) koolblokken die na gedeeltelijk verbruik worden vervangen. Soederberg-anodes worden in de cel gebakken met een mengsel van petroleumkooks en koolteerpek als bindmiddel.

De PAK-emissie is bij het Soederbergprocédé erg hoog. Primaire bestrijdingsmaatregelen zijn bijvoorbeeld modernisering van bestaande installaties en optimalisering van de processen, waardoor de PAK-emissie met 70-90% kan worden teruggedrongen. Een emissieniveau van 0,015 kg B(a)P/ton Al is haalbaar. Vervanging van de bestaande Soederberg-cellen door „Prebake" cellen zou een ingrijpende omschakeling van het huidige procédé vergen, maar zou betekenen dat de PAK-emissie vrijwel verdwijnt. De investeringskosten van een dergelijke vervanging zijn zeer hoog.

Tabel 6 bevat een overzicht van de maatregelen ter beperking van de PAK-emissie voor de aluminiumproductie.

Tabel 6: Beperking van de PAK-emissie bij de aluminiumproductie met het Soederberg-proces

Bij huisverwarmingsinstallaties zoals kachels of open haarden kan PAK-emissie worden waargenomen, vooral wanneer hout of kolen worden gebruikt. Huishoudens kunnen een belangrijke bron van PAK-emissie zijn. Dit komt door het gebruik van open haarden en kleine stookinstallaties waar vaste brandstoffen worden verbrand. In sommige landen worden als brandstof voor kachels meestal kolen gebruikt. Kachels waarin kolen worden verbrand hebben een lagere PAK-emissie dan kachels waarin hout wordt verbrand, omdat de verbrandingstemperatuur hoger is en de brandstofkwaliteit consistenter.

Bovendien zijn er verbrandingssystemen met geoptimaliseerde functionele karakteristieken (b.v. de verbrandingssnelheid) die zorgen voor een effectieve beperking van de PAK-emissie door huisverwarmingsinstallaties. Geoptimaliseerde verbrandingsomstandigheden omvatten een geoptimaliseerd ontwerp van de verbrandingskamer en een geoptimaliseerde luchttoevoer. Er zijn verschillende technieken waarmee de verbrandingsomstandigheden worden geoptimaliseerd en de emissie wordt beperkt. Wat de emissie betreft zijn er significante verschillen tussen de verschillende technieken. Een moderne houtverbrandingsketel met een wateropvangtank, hetgeen overeenkomt met de BBT, zorgt voor een emissiebeperking met meer dan 90% in vergelijking met een ouderwetse ketel zonder wateropvangtank. Een moderne ketel heeft drie verschillende zones: een stookzone voor de vergassing van hout, een gasverbrandingszone met keramiek of een ander materiaal dat temperaturen tot zo'n 1000°C mogelijk maakt, en een convectiezone. De convectiezone, waar de warmte door het water wordt geabsorbeerd, moet zo lang en effectief zijn dat de gastemperatuur van 1000°C tot 250°C of minder kan dalen. Er zijn ook verschillende technieken om oude en verouderde ketels te voorzien van bijvoorbeeld wateropvangtanks, keramische bekleding en pellet-branders.

Een geoptimaliseerde verbrandingssnelheid gaat gepaard met een lage emissie van koolmonoxide (CO), de totale hoeveelheid koolwaterstoffen (TKW) en PAK's. De vaststelling van grenswaarden (regelingen voor typegoedkeuring) voor de emissie van CO en TKW heeft ook gevolgen voor de PAK-emissie. Bij een lage emissie van CO en TKW is ook de PAK-emissie laag. Aangezien PAK-metingen veel duurder zijn dan CO-metingen, is de vaststelling van een grenswaarde voor CO en TKW kosteneffectiever. Er wordt gewerkt aan een voorstel voor een CEN-norm voor kolen- en houtverbrandingsketels tot 300 kW (zie tabel 7).

Tabel 7: Ontwerp van CEN-norm in 1997

NB: De emissieniveaus zijn vermeld in mg/m³ bij 10% O₂.

De emissie van houtkachels voor woningen kan worden beperkt:

• a.

  Voor bestaande kachels door voorlichtings- en bewustmakingsprogramma's om de gebruikers ervan te doordringen dat de kachels goed moeten worden gebruikt, dat uitsluitend onbehandeld hout moet worden gebruikt, dat een goede voorbereiding van de brandstof nodig is en dat het hout voldoende moet worden gedroogd;

• b.

  Voor nieuwe kachels door de toepassing van productnormen, zoals beschreven in het ontwerp van de CEN-norm (en gelijkwaardige productnormen in de Verenigde Staten en Canada).

Voor de beperking van de PAK-emissie kunnen ook meer algemene maatregelen worden genomen, zoals de ontwikkeling van gecentraliseerde systemen voor huishoudens en energiebesparing door bijvoorbeeld verbeterde thermische isolatie om het energieverbruik terug te dringen.

Tabel 8 bevat een overzicht van de informatie.

Tabel 8: Beperking van de PAK-emissie door huisverwarmingsinstallaties

Houtverduurzaming met PAK-houdende koolteerproducten kan een belangrijke bron van PAK-emissie in de lucht zijn. De emissie kan zich voordoen tijdens het impregneerproces zelf en tijdens de opslag, de bewerking en het gebruik van het geïmpregneerde hout in de open lucht.

De meest gebruikte PAK-houdende koolteerproducten zijn carbolineum en creosoot. Dit zijn beide PAK-houdende koolteerdestillaten voor de bescherming van hout tegen biologische aantasting.

De PAK-emissie door houtverduurzaming, installaties en opslagplaatsen, kan op verschillende manieren worden beperkt, afzonderlijk of gecombineerd ingevoerd, zoals:

• a.

  Voorschriften voor de opslagomstandigheden om de verontreiniging van bodem en oppervlaktewater door PAK-uitloging en verontreinigd regenwater te voorkomen (b.v. regendichte opslagplaatsen, dakbedekking, hergebruik van verontreinigd water bij het impregneerproces, kwaliteitseisen voor het vervaardigde materiaal);

• b.

  Maatregelen om de emissie in de lucht bij impregneerinstallaties te beperken (zo zou het warme hout van 90°C tot maximaal 30°C moeten worden afgekoeld voordat het naar opslagplaatsen wordt overgebracht. Een andere methode waarbij het hout onder vacuümomstandigheden met behulp van stoom onder druk met creosoot wordt geïmpregneerd, moet echter als BBT worden geaccentueerd);

• c.

  Een optimale dosering van houtverduurzamingsmiddel, waarbij het behandelde houtproduct in situ een adequate bescherming krijgt, kan als BBT worden beschouwd aangezien de behoefte aan vervanging daardoor wordt beperkt, hetgeen leidt tot een daling van de emissie door installaties voor houtverduurzaming;

• d.

  Gebruik van houtverduurzamingsmiddelen met een lager gehalte aan PAK's die tot de POP's behoren:

  • –

    Mogelijk gebruik van gewijzigd creosoot, zijnde een destilleerfractie met kookpunt tussen 270°C en 355°C, waardoor de emissie van zowel de vluchtigere PAK's als de zwaardere toxischere PAK's wordt beperkt;

  • –

    Ontmoediging van het gebruik van carbolineum zorgt ook voor een beperking van de PAK-emissie;

• e.

  Evaluatie en vervolgens eventueel gebruik van alternatieven, zoals vermeld in tabel 9, waardoor het gebruik van PAK-houdende producten tot een minimum wordt beperkt.

Verbranding van geïmpregneerd hout leidt tot de emissie van PAK's en andere schadelijke stoffen. Als dit hout wordt verbrand, moet het in installaties met adequate zuiveringstechnieken gebeuren.

Tabel 9: Mogelijke alternatieven voor houtverduurzaming met PAK-houdende producten

Stap 1 (referentie: ECE-reglement nr. 96)^* “Uniform provisions concerning the approval of compression ignition (C.I.) engines to be installed in agricultural and forestry tractors with regard to the emissions of pollutants by the engine". Het reglement is op 15 december 1995 van kracht geworden en de wijziging is op 5 maart 1997 van kracht geworden.

Stap 2

n.g.: niet gespecificeerd.

De POP-emissie door motorvoertuigen doet zich voor in de vorm van aan deeltjes gebonden PAK's die door voertuigen met een dieselmotor worden uitgestoten. PAK's worden ook uitgestoten door voertuigen met benzinemotor, maar in mindere mate.

Smeerolie en brandstoffen kunnen door het gebruik van additieven of door het productieprocédé gehalogeneerde verbindingen bevatten. Deze verbindingen kunnen tijdens de verbranding in PCDD/F worden omgezet die vervolgens met de uitlaatgassen worden uitgestoten.

Voor mobiele bronnen met dieselmotor kan de effectiviteit van de emissiebeperking van PAK's worden gewaarborgd door programma's om de mobiele bronnen periodiek te keuren op de emissie van deeltjes, de opaciteit bij vrije acceleratie of gelijkwaardige methoden.

Voor mobiele bronnen met benzinemotor kan de effectiviteit van de emissiebeperking van PAK's (naast andere bestanddelen van de uitlaatgassen) worden gewaarborgd door programma's voor een periodieke keuring van de brandstofregeling en de efficiëntie van de katalysator.