Resolução do Conselho de Ministros n.º 92/2000 — Opta pela co-incineração como método de tratamento de resíduos industriais perigosos

Há três pontos principais onde é necessário controlar a emissão de partículas, na saída dos gases do forno, nos gases de arrefecimento do clínquer e nos moinhos de cimento. Numa cimenteira funcionando pelo sistema seco os níveis de partículas que chegam nos gases do forno ao despoeirador são superiores a 70 g/Nm(elevado a 3), podendo atingir valores de 700 g/Nm(elevado a 3) quando toda a farinha passa pelo despoeirador.

Existem três tipos principais de sistemas de despoeiramento encontrados na indústria cimenteira: ciclones, precipitadores electrostáticos e filtros de mangas. Os ciclones são somente eficientes para colher as partículas de tamanhos maiores e têm um decréscimo rápido de eficiência para partículas de diâmetro inferior a 5-10(mi)m. Devido a esse factor, uma grande quantidade de poeiras pode ser emitida por sistemas providos de ciclones. Hoje em dia só raramente se encontram sistemas com ciclones no despoeiramento em cimenteiras, sendo considerada uma tecnologia ultrapassada.

Historicamente, nas últimas décadas, o sistema de despoeiramento considerado mais adaptado para aplicação na indústria do cimento tem sido o precipitador electrostático, devido às suas eficácias, robustez, facilidade de manutenção e pequena queda de pressão introduzida no fluxo gasoso. Num precipitador electrostático, as partículas são removidas porque se cria uma diferença de potencial elevada entre um par de eléctrodos positivo e negativo. Quando o gás efluente passa entre os eléctrodos, as partículas são carregadas electricamente e arrastadas pela força do campo eléctrico para um dos eléctrodos, onde se depositam, sendo removidas do fluxo gasoso.

Usualmente os precipitadores electrostáticos são bastante eficazes na remoção de partículas submicrométricas, contrariamente aos ciclones. A eficiência de um precipitador electrostático é dependente da resistividade eléctrica das partículas, da velocidade do fluxo gasoso, da intensidade do campo eléctrico e da forma e da área dos eléctrodos. Para uma remoção eficaz a resistividade das partículas não pode ser muito baixa nem muito elevada. Resistividades na gama de 2 x 10(elevado a 8) - 2 x 10(elevado a 11) ohm.cm são consideradas ideais. Quando as partículas têm uma resistividade elevada, esta pode ser diminuída pela adição ao efluente de compostos de enxofre e ou de vapor de água.

A eficiência total de um precipitador electrostático pode ser melhorada pela colocação em série de várias unidades. A colocação de baterias de precipitadores em série tem algumas vantagens sob o ponto de vista da colheita fraccionada das partículas. Normalmente as partículas maiores são colhidas no(s) primeiro(s) estágio(s) do precipitador e são reenviadas ao forno. Nos estágios restantes depositam-se partículas enriquecidas em alcali, de menores tamanhos e de maior resistividade, contendo metais semivoláteis, como o chumbo, que se condensam na parte mais fria do precipitador. Uma parte destas partículas pode ser removida, interrompendo o ciclo externo de alcali e metais semivoláteis e evitando a sua acumulação na linha de cozedura.

Tem havido ao longo dos anos uma evolução clara na tecnologia de despoeiramento pelos precipitadores electrostáticos, através da optimização da geometria do sistema e de uma melhoria do controlo da voltagem fornecida aos eléctrodos, a qual passou a ser controlada por computador utilizando programas que permitem ter sempre as condições de trabalho mais convenientes (USEPA, 1999a). Os novos filtros electrostáticos permitem consistentemente a obtenção de concentrações nos gases efluentes inferiores a 11 mg/Nm(elevado a 3) (USEPA, 1999c).

Embora em condições normais os precipitadores electrostáticos modernos sejam altamente eficazes na remoção de partículas, o seu funcionamento põe alguns problemas que diminuem a eficiência média de remoção, o que faz com que actualmente estejam a ser substituídos, nas novas instalações de cimento na Europa, por filtros de mangas. Um dos problemas principais de operação dos precipitadores electrostáticos está relacionado com a impossibilidade da sua operação quando os níveis de CO nos gases de escape ultrapassam um valor limite máximo, devido ao perigo de explosão por inflamação do monóxido de carbono quando atravessa o intenso campo eléctrico do precipitador. Assim, no arranque e na paragem, ou quando existem picos de CO durante o processo, o precipitador electrostático é automaticamente desligado, o que origina uma libertação incontrolada de poeiras para a atmosfera.

Os filtros de mangas são a tecnologia mais recentemente adaptada à remoção de partículas na indústria cimenteira. Durante muitos anos a utilização dos filtros de mangas nas fábricas de cimento era considerada inapropriada porque se considerava que os materiais do filtro não conseguiam resistir às altas temperaturas dos efluentes e porque a manutenção era considerada elevada e dispendiosa. O desenvolvimento tecnológico das baterias de filtros e os novos materiais utilizados, à base de teflon, como o gore-tex e o tetratex, permitem eficiências de colheita elevadas, superiores às dos precipitadores electrostáticos, principalmente para partículas da ordem dos 0,1 (mi)m e inferiores, suportando temperaturas máximas superiores a 200ºC, com uma duração e uma manutenção aceitáveis.

A eficiência dos filtros de mangas depende do tipo de material filtrante e da velocidade do gás através da superfície de filtração, sendo tanto maior quanto menor for essa velocidade. Gamas de velocidade de filtração comuns são 0,9-1,5 m/minuto, obtendo-se valores de eficiência melhorados para velocidades de 0,6 m/min. A eficiência do filtro aumenta com a espessura do bolo de material depositado, porque este serve de leito de filtração para as partículas que chegam. Tendo em atenção que a queda de pressão também cresce com a espessura do material depositado, deve ser encontrado um ponto de equilíbrio nos ciclos de limpeza e remoção do bolo filtrado que tenha em conta os dois parâmetros. Os filtros de mangas conseguem obter eficiências de remoção de partículas com diâmetros de 0,1(mi)m, da ordem dos 99 a 99,99%. A utilização dos filtros de mangas em cimenteiras nos EUA mostrou concentrações nos gases filtrados entre 2 e 160 mg/Nm(elevado a 3). No entanto, mais de metade dos filtros de mangas testados deram valores de concentração médios de partículas nos gases filtrados inferiores a 35 mg/Nm(elevado a 3), obtendo-se valores abaixo dos 5 mg/Nm(elevado a 3) para filtros em teflon, tipo gore-tex (USEPA, 1999c).

Os filtros de mangas podem operar mesmo quando as concentrações de CO são elevadas, evitando assim as emissões descontroladas durante o arranque e a paragem, ou quando acontecem os picos de CO durante a operação normal do forno. Os filtros de mangas, pelo contacto estreito entre as partículas depositadas e o gás efluente, permitem uma remoção mais eficaz no despoeirador de gases ácidos, metais semivoláteis e dioxinas, do que os precipitadores electrostáticos. A remoção de gases ácidos é ainda incentivada pela operação a mais baixas temperaturas, com níveis mais elevados de humidade relativa, apropriados para uma adsorção mais rápida sobre as partículas básicas depositadas no filtro.

Óxidos de azoto

Como resultado das altas temperaturas de queima prevalecentes na parte final do forno, necessárias para a produção de clínquer, os fornos das cimenteiras produzem quantidades elevadas de NO. O controlo da emissão dos óxidos de azoto faz-se através de técnicas alternativas, que incluem: medidas primárias com modificações no processo de queima que baixam a temperatura máxima da chama; injecção de compostos de azoto reduzido, tipo XNH(índice 2), para reduzir o NO a N(índice 2) (redução não catalítica selectiva - SNCR - selective non-catalitic reduction; e redução selectiva catalítica - SCR - selective catalitic reduction) do NO formado a N(índice 2), pelo XNH(índice 2), sobre uma superfície catalisadora.

As medidas primárias são aquelas que têm sido mais aplicadas no passado. Envolvem a utilização de queimadores «de baixa produção de NO(índice x)» que por mistura conveniente do ar comburente com o combustível, permitem uma redução de até 30% na produção de NO(índice x), em relação aos queimadores de primeira geração (British Cement Association, 1997). Também incluem a combustão por etapas em pré-calcinadores especialmente desenhados. A primeira etapa de combustão no pré-calcinador é efectuada com deficiência de ar, o que provoca uma atmosfera redutora, a alta temperatura, que permite a redução do NO(índice x) previamente produzido a jusante, na zona de sinterização, a N(índice 2). As outras etapas de combustão do pré-calcinador, situadas a montante, fazem a queima de combustível com excesso de oxigénio, permitindo completar a combustão iniciada na primeira etapa. Estes sistemas de combustão por etapas permitem reduções nas emissões de NO(índice x) de 10% a 50% (IPPC, 1999).

Uma medida simples para diminuir a produção de NO(índice x) consiste na injecção de água para arrefecer a chama, misturando água com o combustível de queima. Reduções na produção de NO(índice x) desde 0% a 50% têm sido relatadas (Cembureau, 1997). Este processo envolve um consumo adicional de energia para evaporar e aquecer a água injectada.

A redução não catalítica do NO(índice x) a N(índice 2) (SNCR) obtém-se por injecção de amónia, ureia, ou outro composto reduzido de azoto, nos gases de escape do forno. A reacção tem um rendimento óptimo na janela de temperaturas 800-1000ºC, sendo necessário um tempo mínimo de residência nesta gama de temperaturas para que a redução do NO(índice x) se efectue com eficácia. Os sistemas com pré-aquecedor e pré-calcinador têm o perfil de temperatura conveniente para o funcionamento do método SNCR. Experiências efectuadas em várias cimenteiras a funcionar com este método na União Europeia (UE) mostraram que a amónia é o agente mais conveniente para a redução do NO(índice x) em cimenteiras (Cembureau, 1997).

O controlo da emissão de NO(índice x) pelos fornos de produção de cimento é uma tecnologia desenvolvida e aplicada à escala industrial só recentemente. Há actualmente mais de 18 unidades de produção de cimento a controlar as emissões de NO(índice x) com métodos SNCR (IPPC, 1999). Nestas instalações a junção de NH(índice 3) efectua-se normalmente numa razão NH(índice 3)/NO(índice x) variável entre 0,5 e 0,9 permitindo reduções de emissão de NO(índice x) de 10% a 50%, com níveis de emissão de 500 mg a 800 mg NO(índice x)/m3. Algumas unidades com controlo de NO(índice x) por SCNR, especialmente desenhado e garantido pelos fornecedores de equipamento de controlo para permitir reduções de 80% de emissão, conseguem níveis de emissão abaixo dos 200 mg NO(índice x)/m3, com rendimentos de redução do NO(índice x) de 80%-85% (IPPC, 1999).

Podem surgir problemas de poluição com a injecção de amónia no tratamento do NO(índice x) por SNCR, se não houver um controlo cuidadoso das condições de funcionamento do forno. A temperaturas acima da janela de reacção a amónia pode ser oxidada a NO(índice x). Se a temperatura descer muito rapidamente abaixo da gama óptima, pode a reacção não ser completada e haver emissão de amónia para a atmosfera. A possibilidade de fuga de amónia pode ocorrer também, mesmo quando se funciona na janela de temperaturas conveniente, se houver um excesso de amónia injectada, em relação às condições estequiométricas de reacção com o NO(índice x) presente nos gases do forno.

O rendimento na redução do NO(índice x) pelo NH(índice 3) é limitado pela cinética da reacção, sendo dependente da concentração da amónia no forno. Valores de concentração de amónia com razões NH(índice 3)/NO(índice x) acima da estequiometria não são convenientes, pela possibilidade de fuga pela chaminé de NH(índice 3) não reagido. Em consequência, é previsível que o controlo na emissão de NO(índice x) pela técnica SNCR não possa ser muito melhorado em relação aos valores actuais.

Uma técnica alternativa ainda em fase experimental na indústria cimenteira consiste na redução do NO(índice x) pelo NH(índice 3), de uma forma catalítica, a temperaturas de 300ºC-400ºC, sobre a superfície de um catalisador (Sistema SCR). Com este sistema de controlo de reduções nas emissões de NO(índice x) de 85% a 95% são possíveis (Cembureau, 1997). A redução do NO(índice x) por SCR é uma técnica BAT já aplicada no tratamento de efluentes noutras indústrias. A sua aplicação à indústria cimenteira põe alguns problemas específicos relacionados com os níveis elevados de partículas presentes normalmente nos gases efluentes, que podem limitar o tempo de vida útil do catalisador. Em unidades industriais com filtros de mangas, a sua aplicação a jusante do sistema de filtragem das partículas obriga a um reaquecimento dos gases, com o consequente aumento do consumo de energia. Actualmente já existem fornecedores de equipamento de controlo de NO(índice x) para a indústria cimenteira baseados no sistema SCR. Estes fornecedores prometem níveis máximos de 100-200 mg NO(índice x)/m3 nas unidades utilizando SCR. No entanto, as primeiras unidades à escala industrial a funcionar com este sistema só agora começam a estar operacionais (IPPC, 1999). O sistema SCR tem ainda a vantagem de o catalisador ser eficaz na oxidação dos VOC e das dioxinas/furanos, originando em geral uma diminuição na emissão destes poluentes. Está em fase de estudo a adição de catalisadores específicos ao sistema SCR, especialmente dirigidos à remoção de VOC e dioxinas/furanos (MHSPE, 1997).

SO(índice 2) e outros poluentes

Os fornos de clínquer lidam com matéria-prima básica e, principalmente os que funcionam por via seca com pré-aquecedor, podem ser considerados como um sistema lavador (scrubber) eficiente para todos os gases ácidos, nomeadamente o SO(índice 2), gerados durante a combustão no interior do forno. No entanto, o sistema não é totalmente eficaz e, quando os níveis de enxofre no combustível são muito elevados ou, principalmente, quando há uma contaminação importante com enxofre orgânico ou enxofre reduzido na matéria-prima, as concentrações de SO(índice 2) nos gases da chaminé podem ser não desprezáveis.

Várias técnicas têm sido propostas e implementadas para a remoção do enxofre dos efluentes gasosos. Uma das mais comuns consiste na adição ao forno de adsorventes, tais como cal apagada Ca(OH)(índice 2), cal viva (CaO) ou cinzas volantes contendo níveis elevados de CaO. A adição pode ser efectuada na forma de pó seco ou de uma suspensão líquida que podem ser injectados nos gases ou adicionados à matéria-prima. Nos fornos com pré-aquecedor a adição à matéria-prima parece permitir eficiências de remoção mais elevadas do que a injecção directa nos gases de combustão. Para concentrações de SO(índice 2) elevadas, reduções de 60% a 80% podem ser conseguidas com a adição de adsorventes.

Uma outra técnica de remoção do SO(índice 2) aplicada em alguns fornos de clínquer europeus utiliza lavadores húmidos (wet scrubber), do tipo dos sistemas de dessulfuração utilizados comummente nas centrais termoeléctricas. Nestes sistemas o SO(índice 2) é absorvido por um líquido, ou uma suspensão líquida, dispersa sob a forma de spray numa torre, ou num tanque por borbulhamento do gás através da solução/suspensão líquida. O absorvente é, usualmente, hidróxido de cálcio ou carbonato de cálcio e a eficiência de remoção do SO(índice 2) pode ser superior a 90%. O lavador húmido também consegue remover significativamente ácidos clorídrico e fluorídrico, poeira residual, metais e amónia, das emissões. De acordo com o IPPC (1999), existem cinco unidades europeias com este sistema instalado.

Poluentes como SO(índice 2), compostos orgânicos, metais voláteis, NH(índice 3), HCl e HF podem ser removidos dos gases efluentes por adsorção sobre carvão activado. Se houver NH(índice 3) presente, o carvão activado também pode remover NO(índice x). O carvão activado é instalado na forma de leito compactado (packed bed) imediatamente a seguir ao sistema de despoeiramento. Os gases despoeirados são forçados através do leito, onde os poluentes são removidos. Quando o carvão activado está saturado é substituído por material fresco, o carvão activado contaminado pode ser tratado para remoção de metais voláteis, colocado em aterro, ou queimado no forno. A queima no forno permite destruir a maior parte das substâncias adsorvidas, ou originar a sua incorporação no clínquer. No entanto, se se desejar aplicar este método para a remoção de metais voláteis como o mercúrio, a queima não é viável, porque todo o mercúrio seria libertado nos gases efluentes saturando rapidamente o filtro com novo carvão activado.

Há ainda pouca experiência na aplicação de carvão activado para limpeza de gases em cimenteiras. Nos EUA não existe nenhuma instalação a trabalhar com carvão activado, sendo considerado um sistema demasiado dispendioso pela USEPA (USEPA 1999c; Federal Register 1999b). De acordo com o IPPC, existe na Europa uma única unidade produtora de cimento com um filtro de carvão activado instalado, na Suíça (IPPC, 1999).

4.1.4 - Co-incineração em cimenteiras

Os fornos de cimento reúnem algumas características que os recomendam como possíveis instalações para a eliminação de resíduos perigosos, principalmente se esses resíduos forem combustíveis e puderem ser destruídos por reacção com o oxigénio atmosférico. Dado o seu carácter perigoso, a queima destes resíduos tem de ser efectuada de modo que a sua remoção e destruição (DRE - destruction and removal efficiency) sejam elevadas. Usualmente as normas para o tratamento térmico de resíduos perigosos impõem DRE melhores que 99,99% (ou 99,9999% para dioxinas/furanos) (Federal Register, 1999a, 1999b).

Devido à necessidade de calcinação e sinterização, a matéria-prima para a produção do clínquer necessita de um tempo de residência elevado dentro do forno. Os gases no forno de clínquer atingem temperaturas máximas de 2000ºC no queimador principal e permanecem a temperaturas acima dos 1200ºC por períodos de quatro-seis segundos. Por sua vez, o clínquer sai do forno a temperaturas à ordem dos 1450ºC. Estas temperaturas são das mais elevadas encontradas em qualquer processo industrial e o tempo de residência dos gases a alta temperatura é também bastante superior ao conseguido noutros processos de combustão alternativos, como a incineração dedicada. Assim, um forno de clínquer é um local com condições óptimas para uma queima ou destruição eficaz de qualquer resíduo orgânico que se possa oxidar/decompor com a temperatura.

(ver figura no documento original)

Figura 4.2 - Perfis típicos de temperatura para os gases (linha a tracejado) e sólidos (linha a cheio) num forno de cimento com pré-aquecedor e pré-calcinador (USEPA, 1999a)

Devido à quantidade elevada de matéria-prima existente no interior do forno, este tem uma inércia térmica superior à de muitas outras instalações industriais a alta temperatura. Nos fornos de cimento as variações de temperatura são lentas e mais facilmente controláveis. Esta característica é vantajosa quando se queimam substâncias com composição e poder calorífico variáveis como são os resíduos industriais.

Para que a queima dos resíduos seja eficaz é necessário tomar algumas precauções em relação ao modo como o material é adicionado ao forno, o local de injecção mais apropriado é o queimador principal junto à saída do clínquer, porque nestas condições a temperatura e o tempo de residência são maximizados. Substâncias líquidas ou sólidos triturados são normalmente queimados neste ponto do forno.

Os problemas de queima põem-se principalmente para sólidos não moídos. No passado, em alguns fornos principalmente por via húmida, os resíduos sólidos eram adicionados à matéria-prima à entrada do forno. O aquecimento lento a que eram submetidos causavam emissões elevadas de produtos inqueimados pela chaminé. A adição de material sólido, não moído, à saída do forno também pode causar problemas porque pode não haver tempo para uma combustão completa, levando ao arrastamento de inqueimados com o clínquer, com contaminação do cimento e emissão de poluentes nos gases de arrefecimento do clínquer. Algumas unidades tentaram resolver este problema através de meios engenhosos que procuram catapultar os resíduos sólidos para o interior do forno, de modo que estes caiam alguns metros antes da saída do clínquer, permitindo assim um tempo de residência da parte não volátil suficiente para uma inertização completa (USEPA, 1999a). No entanto, dada a variabilidade de formas e volumes dos resíduos, estes métodos são de difícil implementação num sistema e numa zona que trabalham a temperaturas tão elevadas.

Uma das alternativas mais utilizadas em fornos com pré-aquecedor ou pré-queimador consiste na introdução dos resíduos sólidos directamente no pré-calcinador ou entre o pré-aquecedor e o forno rotativo. Nestes locais é adicionado um sistema de dupla gaveta que permite a adição controlada de material sólido sem problemas de entrada excessiva de ar para dentro do sistema. É nestes locais que normalmente são queimados resíduos como pneus inteiros. A queima de resíduos nesta zona do forno não é efectuada com as mesmas condições de tão elevada temperatura e tempo de residência como no queimador principal, pelo que não é aconselhável a sua utilização para a queima de resíduos perigosos (RDC e KEMA, 1999).

Usualmente, a utilização das cimenteiras para a destruição de resíduos perigosos é efectuada com um mínimo de adaptações na unidade fabril, as quais consistem vulgarmente na instalação de reservatórios e condutas apropriados para armazenar e transportar os resíduos, sistemas de injecção para queima do resíduo e unidades de medição e controlo dos níveis de poluição nos gases de escape. Os resíduos têm de chegar à unidade fabril com uma composição conhecida e com uma uniformidade em composição e granulometria especificada. Por conseguinte, às modificações efectuadas no interior da unidade fabril deve ser acrescentada a necessidade de instalações, normalmente externas, de recepção, filtragem, análise e acondicionamento do resíduo. De qualquer modo, o capital específico investido para a destruição de resíduos perigosos numa unidade cimenteira é aproximadamente um quarto do necessário para implementar o tratamento de resíduos perigosos numa incineradora dedicada (Degré - comunicação pessoal, 2000; Degré, 1996).

Durante a queima de qualquer material orgânico há necessariamente produção e emissão de dioxinas/furanos, desde que coexistam no processo de queima átomos de cloro e ou flúor. Tem existido ao longo dos últimos 15 anos muita discussão sobre a importância relativa da produção de dioxinas por cimenteiras a co-incinerar resíduos perigosos. Tem também havido um aumento rápido do conhecimento sobre este problema e actualmente há muito mais informação e certezas do que mesmo no passado recente.

Inicialmente, com base em medições efectuadas nos anos 80, principalmente nos EUA e Reino Unido, considerava-se que as cimenteiras a co-incinerar resíduos emitiam bastante mais dioxinas do que as cimenteiras a queimar unicamente combustíveis clássicos. Tal facto deve-se em parte ao fraco controlo das condições de queima iniciais dos resíduos que por vezes era efectuada por adição directa destes à matéria-prima na parte fria do forno. Mesmo ainda recentemente, em 1998, o relatório provisório sobre o inventário das fontes de dioxinas nos EUA considerava que fornos de cimenteiras a co-incinerar resíduos perigosos tinham factores médios de emissão de dioxinas/furanos de 24,34 ng TEQ por quilograma de clínquer produzido, enquanto que cimenteiras sem co-incineração emitiam somente valores de 0,29 ng TEQ por quilograma de clínquer produzido (USEPA, 1998). Com base em resultados recentes, entretanto surgidos, a Comissão de Revisão deste relatório provisório criticava a divisão das cimenteiras em duas classes distintas, por considerar que as emissões de dioxinas não são dependentes do tipo de combustíveis consumidos (ERG, 1998).

A legislação norte-americana e todos os documentos técnicos de apoio sobre a queima de resíduos perigosos publicados no ano de 1999 (Federal Register, 1999a, 1999b) concluem, com base em dezenas de estudos efectuados ao longo dos anos anteriores, que a emissão de dioxinas pelas cimenteiras é estatisticamente independente da co-incineração de resíduos tóxicos e que, por conseguinte, as emissões de dioxinas/furanos pelos fornos de cimento são as mesmas estando estes a co-incinerar, ou não, resíduos. As medições efectuadas na indústria cimenteira europeia apontam na mesma direcção, mostrando ainda que as cimenteiras europeias têm melhores performances do que as norte-americanas na emissão de dioxinas/furanos (Schneider, 1998).

Há muitos factores potenciais que influenciam o nível de emissões de dioxinas/furanos durante o processo de co-incineração de resíduos perigosos em fornos de cimento. Medições efectuadas sob controlo da USEPA em cimenteiras a co-incinerar resíduos perigosos mostraram que, do mesmo modo que para cimenteiras com combustível normal, os níveis de dioxinas/furanos nos gases de escape antes de se atingir o sistema de despoeiramento são muito baixos e que as dioxinas/furanos emitidos pela chaminé são produzidos principalmente no despoeirador (USEPA, 1999c).

A figura 4.3 mostra o resultado de medições de dioxinas/furanos em cimenteiras norte-americanas, com e sem co-incineração de resíduos perigosos, expressa em função da temperatura existente no sistema de despoeiramento. A figura permite concluir que a temperatura do despoeirador é o parâmetro mais importante na emissão de dioxinas/furanos pelos fornos de cimento e que as emissões de dioxinas/furanos não resultam da incapacidade do forno para destruir completamente os resíduos perigosos, mas sim da síntese das moléculas de dioxinas/furanos no sistema de despoeiramento, a partir de átomos de cloro/flúor e moléculas orgânicas precursoras, que poderão advir da evaporação da matéria orgânica presente na matéria-prima.

(ver figura no documento original)

Figura 4.3 - Emissões de dioxinas/furanos por fornos de cimenteiras a laborar com combustível normal ou a co-incinerar resíduos perigosos, expressas em função da temperatura de funcionamento do sistema de despoeiramento (USEPA, 1999c)

Seria de esperar que a queima de resíduos contendo níveis mais elevados de cloro do que os combustíveis clássicos desse origem a uma síntese de dioxinas/furanos mais eficiente. Alguns estudos à escala laboratorial mostram existir, nessas condições, uma relação entre os fluxos de entrada de cloro nos resíduos e os níveis de dioxinas produzidos (Gullett et al., 1994). No entanto, muitas medições à escala industrial sugerem não haver uma relação clara entre estes dois factores (EER, 1995; USEPA, 1999d). As causas para este resultado parecem ser:

ii) A formação de dioxinas/furanos ser muito mais sensível aos níveis de cloro nas cinzas volantes/partículas do que aos níveis de cloro presentes na fase gasosa. A saturação de cloro nas cinzas volantes/partículas ocorre a níveis de cloro muito baixos. Assim, mesmo o ar ambiente pode ter 100 a 10(elevado a 5) vezes mais cloro do que o necessário para produzir 20 ng/m3 de dioxinas.

A formação de dioxinas/furanos no sistema de despoeiramento parece dar-se sobre a superfície das partículas depositadas, sob a acção catalítica de certos metais como o cobre, o ferro e o níquel (Hinton e Lane, 1991). Contudo, algumas experiências não indicam qualquer correlação entre os caudais de Cu e a formação de dioxinas em cimenteiras (EER, 1995). A presença de certos compostos como o NH(índice 3) e o SO(índice 2) parece limitar a formação de dioxinas porque envenena os metais catalisadores da reacção de formação de dioxinas.

A emissão de dioxinas pelas cimenteiras não é influenciada grandemente pela eficiência do sistema de despoeiramento. À temperatura de saída dos gases e nas baixas concentrações existentes, as dioxinas/furanos encontram-se principalmente na fase gasosa, não podendo ser removidas eficazmente pelos sistemas de despoeiramento. O pó do cimento não é um meio de adsorção muito eficaz para as dioxinas/furanos. Por sua vez, como a combustão é geralmente completa, não existem partículas de fuligem para efectuar a adsorção das moléculas gasosas.

O controlo das emissões de dioxinas pelas cimenteiras a co-incinerar faz-se principalmente pela redução da temperatura de funcionamento do despoeirador. Várias unidades nos EUA conseguiram diminuir significativamente as emissões de dioxinas/furanos promovendo o arrefecimento rápido dos gases à entrada do sistema de despoeiramento, por injecção de água e ou por modificações no processo (USEPA, 1999c). A alteração dos sistemas de despoeiramento para os filtros de mangas obriga necessariamente à existência de temperaturas de filtração baixas, por questões de resistência térmica dos materiais filtrantes, sendo por conseguinte uma garantia de melhores performances na produção e na emissão de dioxinas pelos fornos de cimento.

Visto que a grande maioria das partículas em suspensão dentro do forno de uma cimenteira é constituída por matéria-prima, ou pó de cimento, não há nada que indique que as emissões de partículas serão mais elevadas pelo facto de a cimenteira estar a queimar resíduos perigosos. Do mesmo modo, as diferenças nas emissões de ácido clorídrico não são significativas entre cimenteiras a co-incinerar resíduos e cimenteiras a funcionar somente com combustíveis normais. Isto deve-se a dois factores:

ii) Por outro lado, as cimenteiras não podem receber resíduos com um elevado conteúdo em cloro pelos problemas que fluxos elevados de cloro na entrada ao forno podem causar na operação normal do sistema e na qualidade do clínquer. Níveis elevados de cloro aumentam os problemas do circuito interno do alcali, com os consequentes resultados de incrustação e entupimento nos sistemas de pré-aquecimento. Para evitar estes fenómenos nos fornos pelo método seco, a quantidade de halogéneos deve ser menor do que 250 mg/kg de material seco suprido (ou 2% do resíduo fornecido) (RDC e KEMA, 1999).

Como se viu anteriormente, a matéria-prima alcalina é também um meio eficaz de remoção do SO(índice 2), removendo em média 95% de todo o enxofre que entra no forno através do combustível e da matéria-prima. A eficiência de remoção é bastante mais elevada do que 95% para o enxofre que é injectado no queimador principal, como acontece com o contido nos resíduos perigosos. Neste caso, as moléculas de SO(índice 2) têm de percorrer um trajecto mais extenso do que aquelas que derivam da matéria-prima, com uma maior oportunidade de serem removidas pela farinha na zona de calcinação. Pode-se assim considerar que «as emissões de SO(índice 2) são as mesmas para cimenteiras a trabalhar com ou sem co-incineração» (RDC e KEMA, 1999).

As emissões de NO(índice x) num forno de cimento são dependentes principalmente da temperatura da chama. Assim, a co-incineração de resíduos perigosos não introduz qualquer aumento das emissões deste poluente. Se o resíduo for aquoso, haverá uma diminuição da temperatura máxima da chama, causando mesmo uma diminuição nas emissões dos óxidos de azoto.

Devido às características de temperatura e ao tempo de residência, as concentrações de resíduos inqueimados (VOC) nos gases de escape são também bastante baixas, se houver o cuidado de se efectuar a queima no local apropriado e com as condições de combustão convenientes, os níveis de VOC presentes nos gases da chaminé resultam muito mais da evaporação de contaminantes orgânicos da matéria-prima do que da ineficácia de queima dos resíduos ou combustível. Este facto põe alguns problemas na avaliação das condições de queima durante o processo de combustão, já que os níveis de VOC na chaminé não podem ser usados como referência total para se avaliar a eficiência da combustão. Assim, se os níveis de VOC forem muito baixos, a combustão deu-se de uma forma eficiente. Pode haver contudo combustões eficientes com níveis mais significativos de VOC na chaminé em resultado da evaporação de compostos orgânicos da matéria-prima. Quando isto acontece deverá haver um outro parâmetro que possa mostrar com alguma representatividade a eficácia das condições de queima. O valor dos níveis de oxigénio em excesso (não consumido) nos gases que saem do forno rotativo poderá servir de parâmetro de segurança das condições de queima perfeitas quando os níveis de VOC na chaminé ultrapassem os valores estabelecidos em resultado da evaporação da matéria-prima. Normalmente os fornos de cimento laboram com um excesso de oxigénio o mais baixo possível para optimizar o rendimento térmico. Nas condições em que a eficiência de combustão não pode ser avaliada continuamente pelos níveis de VOC, por uma questão de segurança, os níveis mínimos normais de excesso de oxigénio deveriam ser aumentados ligeiramente (por exemplo 2%).

O principal problema que se põe em relação à co-incineração de resíduos perigosos encontra-se relacionado com o conteúdo dos resíduos em metais e outros elementos tóxicos vestigiais, os elementos que são pouco voláteis, ou que formam compostos refractários involáteis durante a combustão, transferem-se totalmente para a fase particulada e misturam-se de forma química e estrutural no clínquer, sendo removidos e adicionados ao cimento. As emissões que se poderão dar destes elementos são as que se relacionam com a emissão de partículas que passam através do sistema de despoeiramento.

Já o comportamento dos elementos semivoláteis e voláteis é completamente diferente. Às elevadas temperaturas existentes dentro do forno estes metais volatilizam, sendo transportados com os gases para a zona de despoeiramento. Neste local a temperatura é muito mais baixa e os elementos têm tendência a condensar sobre a superfície das partículas mais finas (de maior área superficial específica). Estas partículas, enriquecidas, são menos eficazmente removidas pelo sistema de despoeiramento, resultando numa maior emissão destes elementos por comparação com os elementos não voláteis, uma fracção importante dos elementos mais voláteis, como o mercúrio, permanece na fase gasosa, sendo emitida pela chaminé independentemente da eficiência de remoção de partículas do sistema de despoeiramento.

Usualmente, as partículas enriquecidas em elementos voláteis e semivoláteis, colhidas no despoeirador, são adicionadas ao processo e reentram no forno. Neste, os elementos mais voláteis são novamente volatilizados e reenviados para o sistema de despoeiramento, causando uma acumulação dentro do despoeirador, com a eventual saída final pela chaminé. Nas unidades com by-pass, ou precipitador electrostático em etapas, pode-se, se o processo assim o permitir, remover uma parte do pó de cimento do circuito, quebrando o ciclo externo destes elementos. Neste caso produz-se um resíduo sólido com elevados níveis de contaminantes, que tem de ser considerado um resíduo perigoso.

Em muitas unidades cimenteiras não existe by-pass, não sendo possível também segregar uma parte mais enriquecida em metais, de partículas no despoeirador (porque têm filtros de mangas ou porque toda a farinha passa pelo sistema de despoeiramento). Nestes casos o controlo das emissões de metais faz-se usualmente através do controlo nas concentrações e fluxos das substâncias nos resíduos perigosos admitidos para co-incineração (USEPA, 1999a, 1999b).

Estudos efectuados num número significativo de fornos de cimenteiras a co-incinerar nos EUA (25 unidades) mostraram rendimentos de remoção de mercúrio variáveis entre 0% e 90%, os valores de remoção considerados mais representativos foram somente de 10%, saindo 90% do mercúrio adicionado ao forno pela chaminé (USEPA, 1999c). Em termos práticos pode-se afirmar que as cimenteiras não estão preparadas para receber resíduos como o mercúrio, funcionando para o mercúrio como sistemas não controlados. Para evitar emissões importantes para a atmosfera, numa cimenteira a funcionar com os métodos de controlo normais (sem carvão activado), os resíduos (mas também o combustível e a matéria-prima para a produção do cimento) deverão ter concentrações reduzidas de mercúrio. No relatório preparado para a Comissão Europeia sobre as vantagens comparativas da co-incineração e da incineração dedicada, os autores propõem valores máximos de mercúrio nos resíduos perigosos admitidos à co-incineração em cimenteiras de 0,2 a 0,5 g/Gjoule de energia térmica produzida (RDC e KEMA, 1999).

4.1.5 - Técnicas de controlo na co-incineração

Uma das vantagens da co-incineração em cimenteiras resulta do facto de a unidade fabril poder ser utilizada na destruição de resíduos perigosos com um grau elevado de eficiência, sem a necessidade de alterações significativas no processo industrial. Em consequência, a co-incineração é normalmente mais barata do que outros processos alternativos de destruição de resíduos.

Usualmente considera-se que as emissões de uma cimenteira a co-incinerar resíduos são as mesmas que para a mesma unidade a utilizar combustíveis normais, com excepção dos metais voláteis, e por conseguinte as técnicas de controlo utilizadas são as comuns ao processo de produção de cimento, o controlo das emissões de metais voláteis como o mercúrio só se poderia efectuar pela filtração dos gases com carvão activado. Normalmente as cimenteiras a efectuar co-incineração não utilizam o sistema de remoção do mercúrio com carvão activado por o considerarem demasiado dispendioso, preferindo diminuir as emissões do metal através da análise, do controlo e da limitação das concentrações nos resíduos aceites para co-incinerar.

Embora a co-incineração não introduza uma alteração significativa nas emissões, por comparação com a laboração da unidade com combustível normal, não necessitando por conseguinte de métodos de controlo específicos, o facto de operar com combustíveis alternativos mais baratos torna a unidade mais competitiva, em termos económicos. Assim, estas unidades estão mais aptas a adoptar as melhores técnicas disponíveis para a indústria cimenteira (BAT) do que as outras cimenteiras, podendo mesmo certas técnicas de controlo vir a ser consideradas BAT primeiro para as cimenteiras a co-incinerar, do que para as cimenteiras normais.

4.2 - Incineração dedicada

4.2.1 - Introdução

A incineração é um meio de tratar resíduos que consiste na destruição térmica a alta temperatura por reacção dos compostos orgânicos com o oxigénio do ar. A energia térmica necessária para uma queima e destruição eficaz provém do próprio poder calorífico dos resíduos ou e da queima de um combustível auxiliar. A incineração é um sistema de tratamento especialmente apropriado para resíduos perigosos contendo fracções importantes de matéria orgânica, porque só deste modo se consegue uma redução em massa e volume dos resíduos significativa, o objectivo da incineração é transformar todos os átomos de carbono e hidrogénio contidos na matéria orgânica em CO(índice 2) e vapor de água, substâncias inertes que podem ser descarregadas para a atmosfera sem problemas (ou com menos problemas) ambientais.

Como os resíduos não contêm somente carbono e hidrogénio, e como a combustão nunca é completa, durante o processo de incineração há a produção de efluentes contendo poluentes, os quais têm de ser removidos e ou destruídos. Uma fracção maioritária do investimento e da operação numa incineradora de resíduos perigosos consiste no controlo e no tratamento dos efluentes resultantes do processo de incineração.

Há dois tipos de incineradoras de resíduos perigosos. Aquelas que se situam no interior de unidades industriais, geralmente da indústria química, que se destinam unicamente, ou prioritariamente, à destruição dos resíduos produzidos no interior da unidade fabril. E as que são montadas de uma forma independente em instalações próprias e que têm como objectivo económico único obter lucros do tratamento de resíduos perigosos produzidos por terceiros.

As incineradoras internas tratam normalmente resíduos perigosos muito específicos gerados pelo complexo industrial onde estão inseridas, embora possam receber também resíduos do mesmo tipo produzidos noutros locais afastados. A instalação deste tipo de incineradoras tem por objectivo evitar os custos de armazenamento e transporte, e a falta, por vezes, de incineradoras comerciais que possam aceitar os resíduos perigosos típicos produzidos nas instalações industriais locais. O funcionamento de uma incineradora dedicada integrada num complexo industrial maior tem também a vantagem de alguns dos efluentes do sistema de tratamento da incineradora poderem servir como reagentes no resto do processo industrial e de permitir um melhor aproveitamento térmico da energia gerada durante a incineração.

4.2.2 - Descrição do processo de incineração

As incineradoras comerciais de resíduos perigosos têm de estar preparadas tecnicamente para incinerar e tratar uma gama de resíduos mais abrangente, tendo assim de ter sistemas de queima e de tratamento de efluentes mais completos. Um sistema de incineração comercial de resíduos perigosos moderno é usualmente constituído por quatro unidades essenciais:

ii) Unidade de combustão;

iii) Unidade de recuperação e conversão de energia;

iv) Unidade de depuração e controlo de efluentes.

Unidade de pré-tratamento e armazenagem de resíduos

A unidade de pré-tratamento e armazenagem de resíduos destina-se à recepção dos RIP, em condições de segurança, e às suas mistura e homogeneização, de modo a permitir a obtenção de um material com condições de queima conhecidas e estáveis. Uma das tarefas mais importantes da unidade consiste na caracterização e na análise química dos resíduos recepcionados. Tendo em atenção que esta unidade é comum e necessária a todas as técnicas de tratamento de resíduos perigosos, uma descrição mais aprofundada será apresentada em capítulo posterior deste relatório.

Unidade de combustão

A unidade de combustão constitui a parte fundamental de uma incineradora dedicada, porque do seu funcionamento depende a capacidade da incineradora para destruir mais, ou menos, eficazmente os resíduos orgânicos perigosos. Há diferentes tipos de tecnologias aplicadas na queima de resíduos perigosos que incluem maioritariamente fornos rotativos, sistemas de injecção líquida e sistemas em leito fluidizado.

A maioria das incineradoras comerciais de resíduos perigosos é do tipo forno rotativo devido às suas maleabilidade e capacidade para tratar diferentes tipos de resíduos. Os fornos rotativos podem processar resíduos na forma líquida e sólida, aceitando também resíduos em contentores fechados e materiais menos comuns, como munições. Os fornos rotativos utilizados na incineração de resíduos perigosos são constituídos tipicamente por duas partes: o forno rotativo propriamente dito e a câmara de pós-combustão (afterburner), o forno rotativo é formado por uma carcaça cilíndrica em aço, revestida internamente com refractário, com diâmetro de 4,5 m a 6 m e com uma razão comprimento/diâmetro entre 2:1 e 10:1. A carcaça encontra-se numa posição quase horizontal, com um ângulo de 2º-4º, e rola segundo o seu eixo com uma velocidade de 0,5-2 rotações por minuto. A câmara de pós-combustão situa-se no final do forno rotativo, como mostra a figura 4.5, e recebe os gases e cinzas dele provenientes. Na câmara de pós-combustão completa-se a queima dos gases, iniciada no forno rotativo.

(ver figura no documento original)

Figura 4.4 - Desenho esquemático de uma incineradora dedicada de resíduos perigosos com caldeira de recuperação de calor e aproveitamento energético (adaptado de Farag, 1993)

No topo do forno rotativo existe sempre um injector de combustível auxiliar, à base de gás ou fuel, que é usado para iniciar o arranque da unidade, de modo a permitir atingir a temperatura de operação, a partir da qual podem ser introduzidos e queimados os resíduos. O injector de combustível auxiliar também funciona durante o processo de incineração quando o poder calorífico dos resíduos não é suficiente para suster a temperatura a níveis suficientemente elevados. As incineradoras dedicadas têm mais dificuldades em manter temperaturas elevadas do que os fornos das cimenteiras porque não fazem o reaproveitamento do calor gerado na combustão para aquecer o ar comburente. Assim, há uma maior necessidade de consumo de combustível auxiliar quando o poder calorífico dos resíduos é baixo.

Normalmente os resíduos são adicionados à parte mais elevada do forno rotativo, os resíduos líquidos e sólidos moídos são introduzidos através de uma lança de injecção, ou no injector do combustível auxiliar. Os resíduos sólidos de maiores dimensões, ou os contentores, são adicionados por uma porta adaptada, quer continuamente, quer em etapas, através de uma variedade de metodologias, como passadeiras rolantes, transportadores de parafuso, etc.

(ver figura no documento original)

Figura 4.5 - Esquema de um forno rotativo típico numa incineradora de resíduos perigosos (USEPA, 1999a)

Os fornos rotativos funcionam normalmente em co-corrente e o ar comburente é adicionado ao forno no mesmo local que os resíduos. Algum ar entra também através da porta de adição dos resíduos e pelas juntas do forno rotativo, visto que todo o sistema é mantido sob um vácuo de 1-5 cm de coluna de água por um ventilador colocado a jusante, junto à chaminé. A manutenção do forno e do equipamento de tratamento de efluentes em depressão evita problemas de fugas indesejadas de efluentes gasosos.

Os resíduos são aquecidos pela chama primária no topo do forno rotativo. A fracção volátil é gaseificada e queimada, enquanto que a parte sólida em combustão é transportada para a parte de baixo do forno devido à inclinação e ao movimento de rotação. Tipicamente, o tempo de residência dos sólidos no interior do forno varia entre 0,5 e 1,5 horas, enquanto que os gases têm tempos de residência da ordem dos dois segundos. A temperatura no interior do forno rotativo varia entre 650ºC e 1650ºC.

As cinzas e outros inqueimados sólidos caem da base do forno, por gravidade, para um cinzeiro onde são arrefecidas. Os gases são sugados para a câmara de pós-combustão, onde a reacção de oxidação se completa. A câmara de pós-combustão é revestida internamente com material refractário e opera tipicamente a temperaturas de 1100ºC-1400ºC com um excesso de ar de 100% a 200%. Para manter a temperatura dentro dos parâmetros estabelecidos pode ser injectado combustível auxiliar directamente na câmara de pós-combustão. A temperatura elevada, o excesso de ar comburente e o tempo de residência de um a três segundos permitem concluir, com uma eficiência elevada, a destruição dos compostos orgânicos iniciada no forno rotativo.

Unidade de recuperação e conversão de energia

Embora não seja necessária para se efectuar uma incineração eficaz, as incineradoras comerciais actuais são providas de uma caldeira de recuperação de calor para co-geração de energia eléctrica. Em alguns locais, quando as condições de clima e ou localização assim o permitem, há também o aproveitamento do calor na forma de vapor ou água quente para processos industriais ou para o aquecimento de casas e estufas.

A recuperação e a conversão energéticas, além de serem ambientalmente vantajosas, porque permitem poupar recursos energéticos e diminuir a emissão de gases de estufa e poluentes, são também essenciais para tornar o processo de destruição de resíduos perigosos por incineração menos dispendioso. O rendimento termodinâmico na produção de energia eléctrica em resultado da co-geração pelas incineradoras é bastante mais baixo do que o obtido pela queima de combustíveis em centrais termoeléctricas. Isso deve-se ao facto de que numa incineradora de resíduos perigosos toda a instalação tem de ser optimizada para uma queima eficaz dos resíduos e para uma remoção elevada dos poluentes dos efluentes. Também os gases gerados durante a combustão na incineradora são de modo geral altamente corrosivos, necessitando de caldeiras especialmente adaptadas para resistir à corrosão e de fluxos térmicos que limitem o fenómeno. Estima-se que as incineradoras de resíduos perigosos europeias tenham rendimentos termodinâmicos variáveis entre 18% e 25%, com um valor médio de 21% (RDC e KEMA, 1999).

A recuperação de energia térmica numa caldeira tem também vantagens sob o ponto de vista do condicionamento do efluente gasoso. A temperatura de saída dos gases do forno é demasiado elevada para o sistema de tratamento de gases a jusante. Tem de haver assim, necessariamente, um arrefecimento do efluente trazendo a temperatura para dentro dos parâmetros de funcionamento do equipamento, de modo a aumentar a eficiência de remoção dos poluentes e a permitir a utilização de materiais como os filtros de mangas, que não resistem a temperaturas acima dos 200ºC-250ºC. Este arrefecimento é feito quer por remoção do calor num permutador/caldeira, quer por injecção de água líquida no efluente. A diminuição de temperatura dos efluentes pela passagem na caldeira diminui o volume dos gases a tratar pelo sistema de despoluição, que pode ser assim dimensionado para um menor caudal de efluentes.

Há certas desvantagens na recuperação energética com caldeiras. Nestas condições, o arrefecimento dos gases efluentes do forno faz-se de um modo muito mais lento do que quando o arrefecimento é efectuado pela injecção de água líquida. Há, assim, um período de tempo muito mais extenso em que os gases efluentes permanecem na janela de temperatura óptima para a produção catalítica de dioxinas/furanos, em contacto com partículas de fuligem e cinzas depositadas na tubagem da caldeira. As incineradoras dedicadas de resíduos perigosos com aproveitamento energético do calor têm maiores concentrações de dioxinas/furanos nos gases de escape do que incineradoras em que o arrefecimento é efectuado mais rapidamente por injecção de água.

As incineradoras dedicadas com caldeira recuperadora de calor emitem dioxinas com concentrações de 1-8 ng TEQ/Nm(elevado a 3), com valores de emissão que podem chegar aos 40 ng TEQ/Nm(elevado a 3), se não existir a jusante um sistema de tratamento de gases à base de injecção de carvão activado (USEPA, 1999c).

Unidade de depuração e controlo de efluentes

A queima em incineradoras dedicadas, embora eficaz, nunca é total, como em qualquer processo térmico. Além do mais, os elementos vestigiais presentes nos reagentes não são destruídos e têm de sair com os efluentes. Também os produtos de combustão completa nem sempre são substâncias inócuas, como os resultantes da queima de enxofre, cloro e flúor, que são substâncias ácidas (SO(índice 2) e H(índice 2)SO(índice 4), HCl e HF). Assim, da incineração resultam efluentes sólidos e gasosos que contêm poluentes, nomeadamente compostos orgânicos resultantes da queima incompleta ou sintetizados a partir de precursores, monóxido de carbono, partículas de cinzas e fuligem, óxidos de azoto, SO(índice 2), HCl e HF, e elementos vestigiais tóxicos como o mercúrio, o chumbo e outros. Uma parte das substâncias poluentes sai com as cinzas e os resíduos sólidos da combustão, pela base do forno. Estes resíduos contêm normalmente inqueimados, podendo estar contaminados com concentrações importantes de metais tóxicos não voláteis ou semivoláteis, de compostos orgânicos tóxicos e de dioxinas/furanos (Williams, 1994, pp. 49-52). Têm de ser assim considerados resíduos perigosos e tratados com as regras de segurança aplicadas a este tipo de resíduos.

Os efluentes gasosos provenientes do forno são normalmente depurados de poluentes por passagem através de diferentes unidades de tratamento. Numa unidade de incineração de resíduos perigosos moderna utilizando todas as técnicas BAT, existem no mínimo três tipos de sistemas de tratamento de efluentes:

ii) Um sistema de despoeiramento para a remoção de partículas;

iii) Um sistema para a remoção de compostos orgânicos em geral, dioxinas e metais voláteis.

Muitas das incineradoras de resíduos perigosos a operar no mercado europeu e norte-americano não se encontram providas de todos os sistemas de controlo acima referidos.

Sistema de lavagem (scrubber)

Normalmente, o primeiro sistema de tratamento de efluentes encontrado pelos gases à saída do forno é scrubber. Os scrubbers têm como objectivo primordial remover do efluente as substâncias ácidas gasosas, embora possam também remover partículas e metais voláteis. O princípio de funcionamento de um scrubber consiste na injecção na corrente gasosa de uma substância básica com a qual os poluentes ácidos gasosos reagem, dando origem a produtos neutros, na forma condensada, que são separados do efluente gasoso. Existem vários tipos de scrubber que procuram de diferentes modos aumentar a velocidade e a eficiência de remoção dos poluentes ácidos sem a introdução de grandes perdas de carga no sistema.

Normalmente a eficiência de remoção é optimizada pela utilização de substâncias com grande afinidade para reagir com os ácidos, pelo aumento da superfície de contacto entre o adsorvente/absorvente e o efluente e por uma mistura vigorosa entre as duas fases. Consegue-se condições desejáveis de remoção pela dispersão do material de absorção, quer em torres de enchimento, quer produzindo um spray intimamente misturado com o gás efluente utilizando chuveiros ou sistemas de venturi. Os reagentes de remoção mais utilizados incluem hidróxido de cálcio e carbonato de cálcio. Os reagentes com cálcio, devido à sua baixa solubilidade, são apresentados na forma de uma suspensão aquosa, ou de partículas secas finamente divididas.

Existem vários designs de scrubber a operar na indústria de incineração de resíduos perigosos que incluem scrubber húmidos, secos e semi-húmidos. Nos scrubber húmidos o agente de remoção é adicionado e mantém-se na forma líquida, ou de suspensão líquida, sendo os poluentes ácidos removidos por absorção. Os gases reagem com o absorvente formando sais, os quais são muitas vezes insolúveis, tendo de ser removidos por sedimentação ou filtragem num sistema de recirculação externo. Os scrubber húmidos aparecem numa gama de configurações, com eficiências de remoção variadas, que incluem sistemas de leito fixo, torres de pratos, e ou sistemas de venturi. Nos scrubber húmidos os gases saem do sistema de lavagem saturados em vapor de água, o que traz vantagens e inconvenientes. As vantagens estão relacionadas com uma maior eficiência deste tipo de sistemas no controlo da poluição ácida e com o consumo de menos reagente, porque a eficiência de absorção dos gases ácidos é maior quando os gases estão saturados em vapor de água. Os inconvenientes estão associados a uma corrosão elevada e uma manutenção custosa, com a existência de um efluente líquido perigoso que necessita de ser tratado, com a existência de problemas de despoeiramento a jusante, e com a necessidade provável do reaquecimento do efluente antes da emissão pela chaminé.

Os scrubber secos envolvem a injecção de um adsorvente básico sólido na corrente do efluente gasoso, sob a forma de um pó fino. Os gases ácidos são removidos por adsorção sobre as partículas com formação de um sal sólido. Os sais sólidos particulados são colhidos a jusante pelo sistema de despoeiramento. Estes sistemas de lavagem são menos complexos do que os scrubber húmidos, e não geram efluentes líquidos com a consequente necessidade de uma unidade de tratamento própria. Tipicamente, o material adsorvente é cal hidratada ou carbonato de sódio, dependendo da temperatura. Os scrubber secos têm uma cinética de absorção mais lenta do que os sistemas húmidos. Assim, para se conseguir eficiências de remoção aceitáveis é necessário adicionar grandes quantidades de reagente em excesso (com valores de 50% a 300% de excesso em relação às condições estequiométricas). Há assim um maior consumo de reagentes e uma maior massa de resíduos produzidos.

Os scrubber semi-secos procuram reunir as vantagens de ambos os sistemas húmido e seco. O sorvente é injectado na forma de um spray líquido, mas este, em contacto com o gás efluente quente, perde água por evaporação, originando partículas sólidas. O sistema semi-seco tem as vantagens de simplicidade e remoção das partículas do sistema seco, mantendo uma cinética de remoção dos gases ácidos mais aproximada da do sistema húmido, consumindo por isso menos reagente do que o sistema seco.

Os scrubber são utilizados principalmente para a remoção do cloro gasoso originado pela combustão de plásticos, como o PVC, resinas e hidrocarbonetos halogenados. A combustão destas substâncias origina principalmente HCl. Há também a produção de Cl(índice 2), mas numa fracção menor do que 10% do cloro gasoso total gerado. Contudo, como a lavagem no scrubber é muito mais eficiente para o HCl do que para o Cl(índice 2), as emissões de Cl(índice 2) pela chaminé de uma incineradora dedicada podem ser da mesma ordem de grandeza das emissões de HCl.

Uma forma de melhorar a eficiência do sistema de lavagem na remoção do cloro gasoso é promover a formação de HCl. Consegue-se este objectivo por minimização do excesso de ar na combustão e fornecendo hidrogénio no combustível, ou no resíduo, de modo a manter uma razão atómica H/Cl>2. Uma outra forma de melhorar a eficiência do sistema de lavagem na remoção do cloro gasoso é adaptar as características do licor de lavagem, aumentando o pH, para uma mais eficaz absorção do Cl(índice 2). No entanto, aos pH elevados necessários para a absorção do Cl(índice 2) o anidrido carbónico resultante da combustão começa a ser absorvido, originando um consumo excessivo de reagente alcalino. A utilização de dois lavadores em série, um primeiro a pH mais baixo para a remoção do HCl, seguido de um outro a pH mais elevado para a absorção do Cl(índice 2) parece ser um compromisso, recomendado para uma eficaz remoção de cloro gasoso sem excessivo consumo de reagente.

Os lavadores, quando bem dimensionados e operados, permitem eficiências de remoção de cloro gasoso superiores a 90% com várias unidades a conseguirem operar com eficiências >99,9% de remoção e com concentrações de cloro gasoso na chaminé <25 ppm (USEPA, 1999c).

Os sistemas de lavagem tipo húmido podem remover outros compostos, como o mercúrio, com eficiências que variam entre 0% e >99%, com a maior parte dos valores de eficiência situando-se na gama 15%-60% (USEPA, 1999c). Esta gama de eficiências de remoção deve-se a uma variedade de factores que inclui:

ii) Perfil de temperaturas - o perfil de temperaturas dentro do sistema tem influência no estado de oxidação do mercúrio, um arrefecimento muito rápido dos gases dificulta a formação de HgCl(índice 2) e diminui a eficácia de remoção do mercúrio pelo sistema de lavagem dos gases;

iii) Parâmetros de funcionamento do scrubber - a eficiência de remoção do HgCl(índice 2) é afectada pelas características do sistema de lavagem. Quando o licor de lavagem tem pH>7 e, principalmente, se há iões sulfito no licor, o Hg(elevado a 2+) absorvido pode ser reduzido a mercúrio metálico que é reemitido para a fase gasosa.

Sistema de despoeiramento

As partículas geradas durante a combustão, ou resultantes da lavagem dos gases, são removidas com sistemas de despoeiramento colocados a jusante do scrubber. Os próprios scrubber, se forem do tipo húmido, têm capacidade para remover uma parte substancial das partículas do efluente gasoso.

Do mesmo modo que numa unidade cimenteira, os sistemas de despoeiramento utilizados em incineração dedicada são do tipo ciclone, precipitador electrostático e filtro de mangas. O ciclone, como tem uma eficiência baixa para partículas de menores dimensões, é tipicamente incorporado na unidade como um sistema de pré-filtração para remover uma fracção, que pode ser elevada, das partículas sobre-micrométricas, de modo a descongestionar os sistemas de filtração, precipitador electrostático ou filtro de mangas, colocados a jusante.

Os precipitadores electrostáticos têm uma eficiência de remoção elevada para as partículas de grandes e pequenas dimensões e podem trabalhar tanto a baixas como a altas temperaturas. Não havendo tantos problemas de controlo das concentrações de CO nas incineradoras dedicadas como nos fornos de clínquer, o problema da necessidade de desligar o fornecimento de energia eléctrica por perigo de explosão põe-se muito menos frequentemente neste caso. Existem precipitadores electrostáticos especialmente construídos para fazer a colheita de partículas líquidas, podendo mesmo ser utilizada uma corrente de água para limpar os eléctrodos. Estas características fazem com que os precipitadores electrostáticos sejam os únicos sistemas de remoção de partículas que podem funcionar em conjunto com sistemas de lavagem de gases ácidos específicos, como os scrubber húmidos.

Um sistema de despoeiramento com precipitador electrostático bem concebido inclui:

ii) Sistemas avançados de controlo de voltagem;

iii) Ciclos de rapping optimizados;

iv) Geometria dos eléctrodos apropriada para altas voltagens;

vi) Condicionamento do efluente com água ou reagentes para diminuir a resistividade das cinzas volantes.

Nestas condições um precipitador electrostático consegue limitar normalmente os níveis de partículas na chaminé para valores abaixo dos 35 mg/Nm(elevado a 3). Alguns fornecedores de equipamento garantem valores de concentração abaixo dos 10 mg/Nm(elevado a 3) (USEPA, 1999c).

Os filtros de mangas são actualmente os métodos de filtração mais utilizados nas incineradoras modernas. A eficiência dos filtros de mangas é igual, ou superior, à dos precipitadores electrostáticos, principalmente para partículas muito finas, os novos designs de filtros de mangas e os novos materiais aplicados, como o Teflon, permitem eficiências de colheita elevadas para todas as gamas de partículas a temperaturas razoavelmente altas. As partículas colhidas sobre a tela filtrante formam um bolo através do qual tem de passar o gás efluente. O contacto estreito entre as partículas e o gás aumenta a eficiência de adsorção dos poluentes. Isto é especialmente importante para a remoção dos gases ácidos pelas partículas básicas injectadas no scrubber a montante.

Os filtros de mangas só podem operar em condições de subsaturação em vapor de água. A presença de água líquida daria características de agregação do bolo que, por um lado, provocariam uma queda de pressão rápida e a colmatação do filtro, e que por outro lado dificultariam a sua remoção periódica da tela filtrante. Haveria ainda um aumento de corrosão acentuado e um encurtamento do tempo de vida do sistema de despoeiramento.

Uma incineradora de resíduos perigosos com filtros de mangas, se utilizar técnicas correctas de manutenção e ciclos apropriados de limpeza, consegue níveis de emissão de partículas da ordem dos 35 mg/Nm(elevado a 3). Se a tela filtrante for tipo membrana de alto rendimento (Teflon, por exemplo) podem ser atingidos de uma forma contínua níveis de concentração de partículas na chaminé de 2 mg/Nm(elevado a 3) (Feldt, 1995).

Sistema para a remoção de VOC, dioxinas e metais voláteis

Os sistemas de lavagem e despoeiramento não conseguem remover uma fracção considerável de compostos voláteis tóxicos como certos hidrocarbonetos perigosos, dioxinas e metais voláteis. Estas substâncias têm de ser removidas do efluente antes da sua emissão pela chaminé, quer por adsorção sobre sorventes específicos, quer por destruição por um material catalisador. Na indústria de incineração tem sido experimentado e aplicado um conjunto de agentes adsorventes, dos quais o mais eficaz e comum é o carvão activado. O carvão activado tem uma superfície específica elevada (300 m2-1500 m2/g), tendo a superfície características químicas e propriedades catalíticas que o tornam apropriado para a adsorção e remoção de um número diverso de compostos voláteis. A adição de certos compostos químicos ao carvão activado pode aumentar a eficácia de remoção para certos poluentes de mais difíceis características de adsorção.

O carvão activado pode ser introduzido no sistema de tratamento de efluentes, quer sob a forma de um leito fixo, usualmente situado após o sistema de despoeiramento, quer por injecção na forma de suspensão antes do sistema de despoeiramento, com recolha no despoeirador. Este último método é utilizado somente em associação com os filtros de mangas devido à eficiência acrescida de remoção durante a passagem do gás através do bolo contendo as partículas de carvão activado, depositado sobre a tela filtrante, e também devido aos perigos de incêndio resultantes da adição de um material combustível ao precipitador electrostático.

Normalmente os sistemas de leito fixo dão eficiências de remoção mais elevadas do que o sistema de injecção. A eficiência de remoção é dependente de várias variáveis, que incluem:

ii) As características de adsorção do carvão para cada poluente;

iii) A razão entre o volume de gás efluente e a massa de carvão presente;

iv) O tempo de contacto entre o gás e as partículas;

A adição de carvão activado permite uma remoção das dioxinas/furanos com uma eficiência sempre elevada. Em sistemas de injecção de carvão a eficiência é da ordem dos 99% quando os níveis nos efluentes são mais elevados, como é o caso da utilização de caldeiras de recuperação de calor. Quando os gases já contêm níveis baixos de dioxinas, a eficiência de remoção por injecção de carvão activado é algo menor, da ordem dos 95%. Os sistemas de leito fixo conseguem remoções mais elevadas do que os sistemas de injecção de carvão, consistentemente acima dos 99% de eficiência de remoção. De qualquer modo, a utilização de carvão activado permite sempre a obtenção de concentrações de dioxinas/furanos na chaminé abaixo dos 0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3), com níveis atingindo os 0,005 ng TEQ/Nm(elevado a 3) em alguns casos (USEPA, 1999a).

O carvão activado é necessário para a remoção de mercúrio não removido pelo scrubber quando os resíduos queimados têm contaminações importantes deste metal. A aplicação de carvão activado por injecção na conduta ou no scrubber permite eficiências de remoção de mercúrio próximas dos 80% quando efectuada em incineradoras usando técnicas BAT (USEPA, 1999c). O rendimento de remoção pode atingir valores >95% com a injecção de maiores quantidades de carvão activado, utilização de carvão especialmente impregnado (com enxofre ou iodo) e a diminuição da temperatura dos gases. O uso de carvão em leito fixo permite eficiências de remoção do mercúrio superiores a 99%, principalmente quando se usa carvão activado impregnado. O tipo de carvão activado tem uma influência grande na sua capacidade para remoção de mercúrio. O mercúrio na forma de vapores metálicos só é adsorvido eficazmente por carvão activado impregnado. O mercúrio na forma oxidada (HgCl(índice 2)) adsorve facilmente sobre carvão activado não impregnado.

Outros sistemas de tratamento de efluentes complementares ou alternativos

As incineradoras usam frequentemente outras técnicas de controlo para os poluentes atrás referidos ou para outros. O controlo dos óxidos de azoto é efectuado por diminuição da temperatura máxima da chama, por utilização de queimadores de baixo NO(índice x), ou por adição de reagentes redutores, com ou sem a utilização de catalisadores, de modo semelhante ao descrito anteriormente para o controlo da emissão de NO(índice x) em fornos de cimenteiras. A utilização de sistemas de catalisação para a redução do NO(índice x) (SCR) pode permitir também a destruição/remoção de compostos orgânicos tóxicos e de dioxinas/furanos. Nestes catalisadores, constituídos por substâncias como os óxidos de vanádio e tungsténio, depositados sobre uma matriz de óxido de platina, a oxidação catalítica das dioxinas/furanos ocorre a temperaturas de 250ºC-350ºC. Eficiências de remoção de dioxinas/furanos na gama 95%-98% foram observadas em experiências efectuadas à escala industrial em incineradoras de resíduos urbanos na Europa, com níveis de emissão controlada <0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3) (USEPA, 1999c). O sistema de remoção catalítica tem de ser instalado depois do sistema de despoeiramento para diminuir os problemas de envenenamento do catalisador por gases ácidos, metais e partículas. Tal pode obrigar a um reaquecimento dos gases efluentes para se atingir o nível óptimo de reacção catalítica.

4.3 - Vantagens comparativas da incineração dedicada a da co-incineração em cimenteiras

Os processos de incineração dedicada e de co-incineração em fornos de cimenteiras são os únicos que, de um modo generalizado, são utilizados à escala comercial nos países industrializados para a destruição térmica de resíduos industriais perigosos. Existe um número importante de unidades de incineração e co-incineração a funcionar em paralelo e concorrência na América do Norte e na União Europeia. A existência dos dois tipos de solução é uma demonstração pragmática de que nenhuma das duas alternativas tem vantagens claras e insofismáveis sobre a outra e de que ambas as soluções podem ser aplicadas na destruição térmica dos resíduos perigosos.

O problema que se põe na escolha da melhor solução não é, assim, uma escolha clara entre branco e preto, mas antes a avaliação entre dois graus diferentes de cinzento, tentando pesar as vantagens e desvantagens de cada solução, que são variáveis com a área geográfica, com a competição existente no mercado, com o tipo de resíduos existente e com a evolução actual e futura em termos de resíduos produzidos, métodos alternativos de tratamento, técnicas de controlo de efluentes e custos de operação.

Nas páginas seguintes procuraremos fornecer uma listagem das vantagens e desvantagens mútuas de cada uma das duas técnicas, procurando dar uma opinião, necessariamente com algum carácter subjectivo, sobre a importância relativa de cada uma das vantagens e desvantagens relativas.

As incineradoras dedicadas permitem uma maior maleabilidade na escolha do local de instalação, de modo a minimizar os efeitos ambientais relativos às emissões e os custos e riscos do transporte dos resíduos desde os seus locais de produção. A co-incineração em cimenteiras só pode ser efectuada em unidades já existentes e dá uma possibilidade de escolha muito menor. Além do mais, muitas cimenteiras, como as portuguesas, têm uma idade relativamente elevada e embora, em vários casos, tenham sido instaladas em locais relativamente ermos, a falta de uma política de ordenamento do território permitiu fazer crescer o número de habitações e de população nas suas redondezas, que são densamente habitadas.

As incineradoras dedicadas necessitam de um volume mínimo de resíduos perigosos para tratar, por ano, para poderem ter custos de tratamento suportáveis pela indústria, em termos de competição internacional. Isso obriga a concentrar o tratamento de resíduos perigosos num número de unidades restritas, que em Portugal se limitaria a uma única unidade. A co-incineração não é tão exigente em termos do volume de resíduos a tratar porque o objectivo principal do forno da cimenteira continua a ser a produção de clínquer. Assim, a queima pode ser efectuada em cada local com um menor volume de resíduos tratados, em cada ano, o que implica uma possível menor carga local de efluentes.

As incineradoras dedicadas permitem uma maior abrangência no tipo de resíduos a tratar que as cimenteiras. Nos fornos de cimento não podem ser queimados resíduos com níveis elevados de cloro, devido aos problemas que o cloro põe no processo de fabricação do clínquer, nem resíduos com mercúrio, porque as cimenteiras não permitem o controlo deste metal tóxico, que sairia maioritariamente pela chaminé. As incineradoras dedicadas, se possuírem as técnicas BAT, incluindo scrubber e sistema de carvão activado, podem lidar com resíduos contendo níveis mais elevados de cloro e mercúrio. Isto põe o problema do destino a dar a este tipo de resíduos se for instalado unicamente o sistema de co-incineração em Portugal.

Se o território português fosse um espaço fechado, a capacidade da incineração para tratar uma gama de resíduos mais vasta seria certamente uma vantagem importante em relação à co-incineração. No entanto, o mercado europeu já é e ainda virá a ser mais, previsivelmente, um mercado aberto à circulação para reciclagem, tratamento, etc., dos resíduos perigosos. Assim, existem já na Europa unidades especialmente adaptadas ao tratamento de resíduos perigosos especiais, como os hidrocarbonetos halogenados, para as quais poderão ser exportados os volumes minoritários de resíduos perigosos que não podem ser tratados num sistema de co-incineração. Prevê-se ainda que, no futuro, o volume de resíduos com certos contaminantes, como o mercúrio, venha a ser cada vez mais reduzido devido ao efeito das políticas que restringem a sua utilização industrial.

As unidades de incineração dedicada têm como única finalidade lidar com resíduos perigosos e, por conseguinte, há a perspectiva de que o pessoal numa unidade deste tipo esteja melhor treinado e seja mais sensível aos problemas ambientais do que as pessoas que laboram numa cimenteira, que têm uma outra cultura industrial que necessariamente se prende com optimização da produção de cimento aos mais baixos custos possíveis. Este é um daqueles pontos de discussão que não pode facilmente ser provado, nem num sentido nem no outro, e que só pode ser demonstrado a posteriori pela verificação do desempenho de cada tipo de sistema de tratamento. Não existem, tanto quanto o sabemos, estudos comparativos sobre esta variável, devido possivelmente à só recente introdução de práticas de incineração e co-incineração modernas e reguladas no mercado dos países industrializados.

É preciso ter em atenção que um dos aspectos mais importantes, sob o ponto de vista do impacte ambiental, no tratamento de resíduos industriais perigosos, se encontra associado à recepção, à caracterização e à homogeneização dos resíduos, de maneira a obter um combustível com características estáveis e apropriadas. Esta parte fundamental do tratamento térmico dos resíduos é efectuada nos dois casos em instalações específicas por pessoal especialmente treinado. Na co-incineração a recepção e homogeneização são mesmo frequentemente efectuadas em instalações externas à unidade cimenteira. Contudo, na parte que diz respeito à co-incineração propriamente dita dentro da unidade cimenteira, é necessário um esforço de formação e fiscalização suplementar para que a cultura industrial dos gestores e operários vigente no passado não resulte num laxismo das rígidas normas de procedimento que é necessário adoptar quando a unidade se encontra a co-incinerar resíduos perigosos.

O investimento na instalação de uma unidade de incineração de resíduos perigosos dedicada é bastante maior do que o necessário para adaptar uma cimenteira para a co-incineração. Como consequência, os custos de tratamento de resíduos são bastante mais elevados numa incineradora dedicada do que numa cimenteira. Não existem tabelas fixas e preços claros sobre o custo de tratamento de cada tipo de resíduos pelos dois processos, até porque os preços aplicados no mercado europeu parecem ser afectados pela concorrência verificada entre co-incineradoras e incineradoras. O custo depende do tipo de resíduos e tem muito a ver com a contaminação em substâncias tóxicas e o seu conteúdo energético e em matéria-prima. Certos resíduos com elevado valor energético até poderão ter um custo de tratamento negativo, dependendo do preço do combustível tradicional e da competição existente no mercado. Do que nos foi dado observar, o preço de tratamento de resíduos pela incineração é pelo menos o dobro do requerido pela co-incineração.

Na incineração o preço final é dependente do investimento de capital na construção da unidade, que incide tanto menos no serviço prestado quanto maior for a capacidade construída. Assim, na actualidade não se constroem unidades com capacidades inferiores a 30000 t de resíduos tratados por ano. Esta capacidade instalada obriga a que haja uma quantidade de resíduos a tratar próxima da capacidade nominal, para que os custos finais sejam suportáveis. Se tal não acontecer, por falta de resíduos, ou pelo aparecimento de métodos alternativos de tratamento mais baratos, os custos de tratamento de resíduos pela incineradora dedicada e os seus prejuízos podem mesmo disparar. Uma situação deste tipo está a suceder na Alemanha, que investiu, com incentivos governamentais, fortemente no tratamento por incineração dedicada.

Actualmente a competição efectuada pelas cimenteiras, tanto a nível interno como em países vizinhos, como a Bélgica, põe problemas económicos à incineração dedicada.

TABELA 4.3

Comparação dos custos de investimento e operação para o tratamento térmico de 200000 t/ano de resíduos perigosos (Degré, comunicação pessoal, 2000; Degré, 1996)

(ver tabela no documento original)

Existe neste momento uma luta entre os lobbies da incineração e da co-incineração ao nível do domínio do mercado de resíduos. Se tal luta resultar numa abertura interna do mercado europeu de resíduos, nenhum Governo nacional deverá tomar opções de gestão de resíduos sem ter em atenção as consequências e os efeitos deste mercado.

A importância do valor energético dos resíduos já é manifestamente elevada na Europa. Em 1997, a co-incineração em cimenteiras consumia 1,9 Mt de resíduos anualmente na Europa, constituindo os resíduos 1%-20% do material combustível utilizado na produção de cimento (RDC e KEMA, 1999). É expectável que a competição pela utilização e a valorização térmica de resíduos vá aumentar no futuro em resultado do aumento de custo dos combustíveis fósseis e dos problemas de contingentação da libertação de gases com efeitos de estufa. Assim, a instalação de qualquer unidade de tratamento térmico de resíduos em Portugal terá de ter em atenção a competição pelos outros países europeus, nomeadamente pela vizinha Espanha, o país que poderá pôr maiores problemas de competição pelo custo menor dos transportes envolvido. A instalação em Portugal de uma unidade com maiores custos de tratamento, como é o caso da incineradora dedicada, poderá ter como consequência o desvio dos resíduos para unidades de co-incineração em Espanha, com a consequente falta de resíduos para incinerar e os respectivos prejuízos económicos.

A implementação da co-incineração em cimenteiras portuguesas pode ter vantagens importantes para estas, as quais podem laborar com um combustível mais barato, ou até receber dinheiro por ele. Este factor permitirá uma maior competitividade interna e externa da indústria cimenteira nacional, possibilitando que lhe seja exigida a aplicação de novas técnicas de tratamento e controlo de efluentes que estão constantemente a ser desenvolvidas, tais como o controlo na emissão de NO(índice x) por redução catalítica (SCR), antes de outras unidades cimenteiras menos competitivas, com a consequente melhoria da qualidade ambiental, local e regional.

Actualmente não há uma certeza clara da quantidade de resíduos perigosos gerados no País, nem se sabe minimamente como evoluirá a produção de resíduos perigosos no futuro. Há também um esforço nacional e internacional para a não-produção de resíduos, a sua reutilização ou a sua reciclagem. A quantidade de resíduos perigosos produzidos no futuro vai depender muito do êxito destes esforços. Uma incineradora, para não ter prejuízos elevados, precisa de ter resíduos para queimar numa quantidade razoável, de acordo com a capacidade para que foi construída. No caso da co-incineração em cimenteiras, o problema dos fluxos de resíduos é muito menos importante, devido ao menor investimento e ao facto de que o objectivo prioritário da cimenteira a co-incinerar continuar a ser a produção de cimento. Assim, a instalação da co-incineração previsivelmente levará a uma maior capacidade no futuro para adaptação às novas condições de políticas ambientais, que estão em constante mudança, com efeitos imprevisíveis em relação à gestão dos resíduos perigosos na próxima década. A instalação de uma unidade de incineração dedicada poderá resultar no surgimento de pressões políticas para que o fluxo de resíduos perigosos para incineração se mantenha dentro dos parâmetros desejados pela incineradora, mesmo que não seja este o sistema ambientalmente mais correcto para o País.

Como se compara, sob o ponto de vista das emissões de poluentes, a incineração dedicada com a co-incineração? Normalmente, a capacidade de um sistema para a destruição térmica de um resíduo é expressa em termos da sua eficiência de destruição e remoção - DRE (destruction and removal efficiency). O valor de DRE para os resíduos orgânicos tóxicos deve, de acordo com a legislação norte-americana (Federal Register, 1999a, 1999b), ser superior a 99,99%, ou mesmo 99,9999% para as dioxinas/furanos. O valor do DRE calcula-se por medição dos fluxos do poluente no efluente gasoso e do poluente nos resíduos/combustível queimados. Um valor de DRE elevado não significa necessariamente uma destruição eficaz do poluente. Por exemplo, pode haver um valor de DRE elevado para uma incineradora em relação ao mercúrio existente nos resíduos, sem qualquer destruição, já que o mercúrio é um elemento praticamente indestrutível. O valor do DRE para o mercúrio só é elevado porque o metal é eficientemente colhido dos efluentes gasosos pelo scrubber e pelo carvão activado. Durante a incineração, o poluente «mercúrio» não foi destruído, mas sim concentrado sobre o carvão activado e na lixívia de lavagem do scrubber, que são novos resíduos perigosos que necessitam de um tratamento e uma armazenagem cuidadosos.

A capacidade de destruição dos poluentes pelo processo de tratamento térmico deve ser expressa antes pela denominada eficiência de destruição - DE (destruction efficiency). A eficiência de destruição é calculada medindo os fluxos de entrada do poluente e os fluxos de saída nos efluentes gasosos, nos efluentes líquidos, e nas cinzas e outros efluentes sólidos. O valor de DE para os metais e outros elementos tóxicos é de 0%. Esse valor pode e deve ser muito elevado para o tratamento térmico de compostos orgânicos.

Os fornos das cimenteiras trabalham a temperaturas acima dos 1200ºC, com tempos de residência de quatro a seis segundos. Os fornos das incineradoras dedicadas atingem temperaturas acima dos 850ºC-1100ºC com tempos de residência acima deste valor de dois segundos. Assim, devido às características térmicas, o valor de DE para os compostos orgânicos é maior num forno de cimenteira do que no forno de uma incineradora. As incineradoras dedicadas só conseguem níveis de DRE para os compostos orgânicos semelhantes (e talvez até melhores em algumas situações) do que os obtidos nos fornos de cimento, porque possuem um sistema bastante sofisticado de tratamento dos gases efluentes que remove os inqueimados da fase gasosa, concentrando-os nas resíduos sólidos e líquidos. Normalmente, estes resíduos, após tratamento e estabilização, são colocados em aterros de resíduos perigosos. Não existem actualmente estudos que permitam conhecer com segurança quais as consequências a longo prazo da colocação destes contaminantes em aterros.

Um dos tipos de poluentes normalmente mais discutidos na imprensa é o das dioxinas/furanos. Os níveis de dioxinas/furanos emitidos por incineradoras dedicadas e cimenteiras co-incineradoras a operar com as técnicas BAT são presumivelmente muito menos relevantes, em termos de contaminação ambiental, do que as emissões de outras fontes, tais como a queima de madeira em habitações e os incêndios florestais (v. tabela 2.1). Vamos comparar, mesmo assim, as emissões da co-incineração com a incineração dedicada.

Estatisticamente, está demonstrado que os fornos das cimenteiras emitem as mesmas quantidades de dioxinas quando estão a queimar resíduos tóxicos do que quando estão a utilizar somente combustível normal. As dioxinas/furanos presentes nos resíduos são eficazmente destruídas pela alta temperatura do forno de clínquer. As dioxinas/furanos emitidas pela chaminé são sintetizadas no sistema de despoeiramento a partir de precursores orgânicos maioritariamente volatilizados da farinha no pré-aquecedor, sendo a velocidade de formação apreciavelmente dependente da temperatura prevalecente no sistema de despoeiramento. Em fornos de cimento actuais com técnicas BAT, de controlo de temperatura do sistema de despoeiramento, os níveis de dioxinas/furanos nos gases efluentes são sempre menores do que 0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3), com valores por vezes encontrados uma ordem de grandeza mais baixos.

Numa incineradora dedicada moderna, a combustão, embora não tanto como no forno de uma cimenteira, também é bastante completa e as dioxinas/furanos presentes nos resíduos são eficazmente destruídas pela temperatura. No entanto, as incineradoras modernas contêm caldeiras recuperadoras de calor para obter custos de incineração mais baixos. Os efluentes do forno, ao passarem pela caldeira, arrefecem lentamente, dando origem à síntese de dioxinas/furanos a partir de precursores orgânicos não completamente destruídos no forno. Em consequência, as concentrações de dioxinas/furanos nos gases à saída da caldeira são da ordem dos 1 ng-40 ng TEQ/Nm(elevado a 3), bastante mais elevados do que os emitidos pelas chaminés dos fornos de cimento. A utilização de carvão activado permite reduzir as concentrações nos gases de escape para valores abaixo dos 0,1 ng TEQ/Nm(elevado a 3). No entanto, é preciso ter em atenção que isto acontece sem destruição das dioxinas/furanos, que são somente transferidas para os resíduos sólidos com o carvão activado. Poderemos então concluir que, embora os valores de DRE para as dioxinas sejam semelhantes na incineração e na co-incineração (se não atendermos ao facto de que as cimenteiras emitem os mesmos fluxos de dioxinas a co-incinerar ou não resíduos perigosos), o valor de DE para as dioxinas/furanos é claramente favorável à co-incineração em fornos de cimento.

Um dos problemas que se põe em relação à destruição térmica de resíduos perigosos está relacionado com a capacidade que deve ter o sistema de tratamento térmico para destruir sistematicamente os compostos orgânicos nos resíduos, permitindo, o menos possível, a existência de períodos de mau funcionamento com a saída de inqueimados pelas chaminés. Para reduzir, ou mesmo evitar, o surgimento de episódios de emissão, tanto a incineração dedicada como a co-incineração em cimenteiras estão providas de sistemas de medição e controlo que automaticamente cortam o fornecimento de resíduos ao forno quando as condições de queima, imprevisivelmente, se situam fora dos parâmetros necessários para uma destruição de resíduos eficaz.

Os fornos de cimento têm uma inércia térmica elevada devido à grande massa de matéria-prima presente e, por conseguinte, têm mais facilidade em manter uma temperatura estabilizada do que os fornos de uma incineradora dedicada, que não têm uma tão elevada inércia térmica.

Por sua vez, o processo de incineração dedicada funciona com um excesso de oxigénio mais elevado durante a combustão do que um forno de cimento. Normalmente, o forno de uma incineradora dedicada trabalha com uma percentagem de oxigénio de 5%-7% à saída do forno, enquanto que o forno de clínquer opera com níveis de oxigénio à saída do forno de 2%-4%. Há assim numa incineradora dedicada menores probabilidades de acontecer uma incursão para condições de combustão com deficiência de oxigénio, por qualquer motivo inesperado como seja uma variação brusca das características do poder calorífico do resíduo. O funcionamento do forno de clínquer a mais baixos níveis de excesso de oxigénio não é nenhum problema intrínseco ao processo industrial. Os fornos das cimenteiras podem operar sem qualquer problema a níveis mais elevados de oxigénio. Os níveis baixos normalmente utilizados têm a ver unicamente com aspectos de maximização da eficiência térmica do processo e minimização no consumo de combustível.

Quando houver, e se houver, um episódio de combustão incompleta de resíduos perigosos, a incineradora dedicada estará melhor preparada para lidar com o acidente sem deixar sair efluentes gasosos para a atmosfera. O sistema de lavagem e de carvão activado permite-lhe remover do efluente gasoso os compostos orgânicos inqueimados.

Como foi referido anteriormente, a eficiência de destruição, DE, para metais e outros elementos tóxicos é nula e, por conseguinte, toda a massa de metais tóxicos que entra para o processo de tratamento térmico tem de sair nos efluentes ou produtos acabados. Na incineração e na co-incineração há uma fracção minoritária dos metais que é emitida com os efluentes gasosos na forma de vapores ou de partículas em suspensão. A grande maioria do material metálico tóxico condensa no interior do forno e é removida pelo sistema de despoeiramento. Na co-incineração em cimenteiras os metais são agregados ao clínquer e incorporados no cimento. Na incineração dedicada os metais tóxicos concentram-se nas cinzas, passando estas a constituir um resíduo de características perigosas que requer manuseamento adequado.

O impacto ambiental dos metais tóxicos na incineração e na co-incineração coloca-se assim, principalmente, em termos dos efeitos relativos no ambiente que causam a disposição das cinzas na incineração e a utilização de cimento contendo metais tóxicos resultantes da co-incineração.

As cinzas e escórias da incineração são normalmente estabilizadas com a adição de materiais aditivos, de modo a fixar os metais, e colocadas em aterro de resíduos perigosos. Os aditivos são misturados com as cinzas (visando a redução da taxa de migração de contaminantes, dos resíduos), reduzindo-se a sua toxicidade (LaGrega, et al., 1994). A estabilização é usualmente feita recorrendo ao cimento e a água para hidratação, caso os resíduos não tenham água suficiente.

A estabilização das cinzas com cimento apresenta bons resultados para substâncias inorgânicas, especialmente as que contêm metais pesados. Em resultado do pH alcalino do cimento, os metais são retidos em formas insolúveis, de hidróxidos ou sais carbonatados, dentro da estrutura rígida cristalina (LaGrega, et al., 1994). Ainda assim, os aterros de resíduos industriais que recebem os blocos de cinzas imobilizadas estão equipados com sistemas colectores de lixiviados, pois na prática verifica-se por vezes a existência de lixiviados tóxicos com possibilidade de contaminação de terrenos e águas subterrâneas.

Quanto à qualidade do cimento produzido na co-incineração de RIP, embora o problema seja bastante complexo, existem indicações de que, sob o ponto de vista prático, os efeitos são nulos ou muito reduzidos. Importa lembrar antes de mais que o cimento produzido com recurso exclusivo ao combustível fóssil (cimento convencional) é fabricado com material da crusta terrestre e contém quantidades importantes de metais tóxicos e não tóxicos, pelo que se requer mesmo alguns cuidados na sua utilização, nomeadamente por parte dos operários da construção civil, durante o seu manuseamento.

Num estudo da Portland Cement Association, citado pela USEPA (Federal Register, 1995), refere-se que a quantidade de crómio lixiviável, tanto no cimento produzido a queimar RIP como no cimento convencional, está na gama 10 ppm-15 ppm, níveis para os quais podem ocorrer dermatites se não se tomar precauções adequadas para evitar o contacto dérmico. Karstensen (1994) comparou a qualidade ambiental do cimento convencional com a de cimentos especiais, produzidos utilizando RIP como combustível auxiliar, concluindo que a quantidade adicional de metais pesados no clínquer dada a utilização de RIP é pequena para a maioria dos elementos, e não mensurável para outros.

A utilização de RIP como combustível auxiliar na produção de cimento pode, por vezes, motivar o acréscimo das concentrações de tóxicos no cimento, sendo os metais, dado o facto de ficarem extensivamente retidos no clínquer, os mais estudados. No entanto, não se pode avaliar a qualidade do cimento com base na concentração total de metais nele contida. Essa avaliação deve ser feita em termos do potencial de lixiviação do betão e materiais de construção produzidos a partir desse cimento (van der Sloot e Hoede, 1997; van der Sloot, 1999; Sprung et al., 1994).

Assim, para se determinar a taxa de migração potencial de tóxicos do cimento, recorre-se aos testes de lixiviação. Existem diversos testes de lixiviação, sendo variáveis alguns parâmetros de cada teste, consoante o objectivo do mesmo. Podemos encontrar testes com diversos tempos de aplicação, tamanhos das partículas variáveis, banhos de lixiviação com diferentes características químicas, etc. A taxa de lixiviação obtida depende desses parâmetros (Hohberg e Rankers, 1994).

A selecção de um determinado teste de lixiviação depende assim do objectivo final do estudo a que se destina, sendo difícil extrapolar os resultados para o meio real, dada a dificuldade de este ser reproduzido em laboratório. É sabido que a solubilidade dos metais é baixa em meios alcalinos como o cimento. Contudo, na natureza, a capacidade de neutralização ácida do cimento poderá ser eventualmente ultrapassada ao fim dos muitos anos de tempo de vida da estrutura construída, e os níveis de pH podem decair, com o aumento acentuado da solubilidade dos metais (Eckert e Guo, 1997). Os testes utilizados normalmente no laboratório procuram representar o comportamento a longo prazo pela adição de ácidos de lixiviação mais concentrados, ou mesmo pela desagregação do material de construção em pequenas partículas de modo a aumentar a superfície de ataque químico. A sua fiabilidade não é totalmente segura, principalmente nos efeitos a longo prazo, devido à dificuldade de aferição com dados reais.

Embora em número não muito elevado, existem publicados resultados de experiências de lixiviação de metais por cimentos normais e resultantes da co-incineração. Van der Sloot e Hoede (1997) verificaram que o grau de lixiviação de materiais feitos com cimentos especiais resultantes da co-incineração não excedia o grau de lixiviação de materiais construídos com cimento normal. Para constituintes importantes, como o Cr, verificou-se mesmo uma menor lixiviação, apesar de uma maior composição total. Num estudo descrito por Karstensen (1994), no qual se confronta a qualidade do cimento convencional com a de cimentos produzidos a queimar RIP, recorrendo a vários testes de lixiviação, também se conclui que a lixiviabilidade do cimento convencional é aproximadamente igual à dos cimentos especiais, estando os resultados dos diversos testes em concordância. Schneider (1998) também refere que a lixiviação de metais tóxicos de betão inteiro ou esmagado, fabricado a partir de cimento produzido por co-incineração, é irrelevante, produzindo níveis no líquido lixiviado significativamente abaixo dos limites máximos recomendados para água potável.