valorizaciÓn energÉtica de residuos de vehÍculos fuera de … · 2014-06-16 · − la creación...

VALORIZACIÓN ENERGÉTICA DE RESIDUOS DE VEHÍCULOS FUERA DE USO

Indice de Contenidos Página 1

Índice de Contenidos

1. INTRODUCCIÓN................................................................................................................................ 3

1.1. OBJETIVOS.......................................................................................................................................... 5

1.2. ALCANCE........................................................................................................................................... 7

1.3. METODOLOGÍA ................................................................................................................................ 7

1.4. ENTIDADES PARTICIPANTES ....................................................................................................... 9

2. SITUACIÓN ACTUAL DE LA VALORIZACIÓN ENERGÉTICA DE RESIDUOS.............. 11

2.1. VALORIZACIÓN ENERGÉTICA DE RESIDUOS EN EUROPA................................................ 11

2.2. VALORIZACIÓN ENERGÉTICA DE RESIDUOS EN ESPAÑA................................................ 14

2.3. NEUMÁTICOS.................................................................................................................................. 15

2.4. RESIDUO LIGERO DE FRAGMENTADORA............................................................................... 17

3. CARACTERIZACIÓN DEL RESIDUO LIGERO DE FRAGMENTACIÓN............................ 21

3.1. OBJETIVOS DE LA CARACTERIZACIÓN................................................................................... 21

3.2. OBTENCIÓN DE LA MUESTRA.................................................................................................... 23

3.3. METODOLOGÍA EMPLEADA....................................................................................................... 24

3.4. RESULTADOS................................................................................................................................... 26

4. CARACTERIZACIÓN DE LOS NEUMÁTICOS ......................................................................... 34

5. FUENTES DE PRODUCCIÓN DE RESIDUOS DE VEHÍCULOS FUERA DE USO ............ 36

5.1. GENERACIÓN DE VEHÍCULOS FUERA DE USO ..................................................................... 36

5.2. PRODUCCIÓN DE NEUMÁTICOS............................................................................................... 49

6. VALORIZACIÓN EN HORNOS DE CEMENTERAS................................................................. 50

6.1. DESCRIPCIÓN DE LA TECNOLOGÍA EMPLEADA.................................................................. 50

6.2. PLANTAS Y CAPACIDADES......................................................................................................... 56

6.3. REQUERIMIENTOS TÉCNICOS.................................................................................................... 63

6.4. RESULTADOS DE LA VALORIZACIÓN ..................................................................................... 68

6.5. ASPECTOS MEDIOAMBIENTALES ............................................................................................. 71

6.6. ANÁLISIS COSTE BENEFICIO DE LA TECNOLOGÍA.............................................................. 73

6.7. POSIBLES ESCENARIOS PARA LOS AÑOS 2000 Y 2006 CON ESTA TECNOLOGÍA .......... 76

7. VALORIZACIÓN EN HORNOS DE LECHO FLUIDO.............................................................. 50

7.1. DESCRIPCIÓN DE LA TECNOLOGÍA EMPLEADA.................................................................. 90

7.2. PLANTAS Y CAPACIDADES......................................................................................................... 98

Indice de Contenidos Página 2

7.3. REQUERIMIENTOS TÉCNICOS.................................................................................................. 100

7.4. RESULTADOS DE LA VALORIZACIÓN ................................................................................... 104

7.5. ASPECTOS MEDIOAMBIENTALES ........................................................................................... 120

7.6. ANÁLISIS COSTE BENEFICIO DE LA TECNOLOGÍA............................................................ 121

7.7. POSIBLES ESCENARIOS PARA LOS AÑOS 2000 Y 2006 CON ESTA TECNOLOGÍA ........ 125

8. VALORIZACIÓN POR PIRÓLISIS.............................................................................................. 131

8.1. DESCRIPCIÓN DE LA TECNOLOGÍA EMPLEADA................................................................ 131

8.2. PLANTAS Y CAPACIDADES....................................................................................................... 139

8.3. REQUERIMIENTOS TÉCNICOS.................................................................................................. 140

8.4. RESULTADOS DE LA VALORIZACIÓN ................................................................................... 148

8.5. ASPECTOS MEDIOAMBIENTALES ........................................................................................... 153

8.6. ANÁLISIS COSTE BENEFICIO DE LA TECNOLOGÍA............................................................ 160

8.7. POSIBLES ESCENARIOS PARA LOS AÑOS 2000 Y 2006 CON ESTA TECNOLOGÍA ........ 171

9. ANÁLISIS DE LOS ESCENARIOS PARA LOS AÑOS 2000 Y 2006 ...................................... 182

9.1. METODOLOGÍA ............................................................................................................................ 182

9.2. ANÁLISIS DE LA INFORMACIÓN DE PARTIDA.................................................................... 184

9.3. MODELOS....................................................................................................................................... 192

9.4. RESULTADOS................................................................................................................................. 199

9.5. CONSIDERACIONES FINALES .................................................................................................. 209

10. CONCLUSIONES........................................................................................................................... 211

1. Introducción Página 3

1. INTRODUCCIÓN

La nueva política de gestión y eliminación de residuos de la Unión Europea, recogida en la Directiva 91/156/CEE e incorporada a la legislación española con la Ley 10/1998, define las cuatro vías de eliminación de residuos de la siguiente manera: − Reutilización: el empleo de un producto usado para el mismo fin para el que fue diseñado

originariamente − Reciclado: la transformación de los residuos, dentro de un proceso de producción, para su

fin inicial o para otros fines, incluido el compostaje y la biometanización, pero no la incineración con recuperación de energía

− Valorización: todo procedimiento que permita el aprovechamiento de los recursos contenidos en los residuos sin poner en peligro la salud humana y sin utilizar métodos que puedan causar perjuicios al medio ambiente

− Eliminación: todo procedimiento dirigido, bien al vertido de los residuos o bien a su destrucción, total o parcial, realizado sin poner en peligro la salud humana y sin utilizar medios que puedan causar perjuicios al medio ambiente

Posteriormente, varias Directivas y propuestas de Directivas entre las que se encuentra la propuesta relativa a los vehículos al final de su vida útil, han establecido que debe darse prioridad a la reutilización frente al reciclado, al reciclado frente a la valorización y señalan como última vía la eliminación. En la Directiva relativa al tratamiento de los vehículos para desguace, se regulan tanto los porcentajes en peso del vehículo que deben ser reutilizados, reciclados o valorizados, como la manera de establecer el sistema de recogida desde el punto de vista legal. La Directiva supondrá, entre otros, los siguientes cambios con respecto a la situación actual: − La descontaminación obligatoria de todos los vehículos antes de su fragmentación, para

evitar la clasificación de los residuos de fragmentación como peligrosos (RP)

− La creación de una red de centros autorizados de recepción y descontaminación de vehículos (CARD), formada por empresas responsables, debidamente certificadas

− La implantación de un certificado de destrucción necesario para dar de baja el vehículo, que sea expedido por los CARD

− Todos los vehículos para desguace deben aumentar su tasa de reutilización y valorización de materiales al 85% en peso del vehículo antes del 1 de Enero del año 2006, y dentro del mismo plazo deben aumentar su tasa de reutilización y reciclado hasta un mínimo del 80% en peso del mismo

− Además, con fecha tope el 1 de Enero del año 2015, deberán reutilizarse y valorizarse al menos el 95% en peso del vehículo con lo que el porcentaje de residuos enviado al vertedero se reducirá al 5% como máximo


En la figura se muestran los pasos que sigue un vehículo al llegar al final de su vida útil en la actualidad.

TALLERTALLER SINIESTROSINIESTRO COMPRA NUEVO VEHICULOCOMPRA NUEVO VEHICULO

BAJA DE LA DGT

COMPAÑIA ASEGURADORACOMPAÑIA

ASEGURADORA CONCESIONARIOCONCESIONARIO

PIEZASPIEZAS

DESGUACEDESGUACE

ABANDONO ENVIA PUBLICA

ABANDONO ENVIA PUBLICA

AYUNTAMIENTOAYUNTAMIENTO

ITVITV

• Aceites usados• Piezas defectuosas• Baterías usadas• Freones• Líquidos del motor• Neumáticosgastados

• Líquidos de frenos

CARCASASCARCASAS

CHATARRACHATARRA

SIDERURGIASIDERURGIA VERTEDERO

FRACCION NO METALICAFRACCION NO METALICAFRAGMENTADORASFRAGMENTADORAS

USUARIOUSUARIO

ALMACENISTASALMACENISTAS

PARTICIPANTES

ORIGEN DE UN VFU

PRODUCTOS OBTENIDOS

Figura 1.1. Ciclo de vida de los vehículos

En España, los agentes involucrados en este proceso, llevan muchos años estudiando la manera de alcanzar los nuevos objetivos y exigencias que marca la Directiva. Los acontecimientos más destacables en este proceso de adaptación han sido: En 1992 se crea en la sede de ANFAC (Asociación Nacional de Fabricantes de Automóviles y Camiones) un Grupo de Trabajo especializado en el que se admitió a representantes de la Federación Española de la Recuperación FER y de empresas especializadas en reciclado que pudieran aportar sus conocimientos. En el marco de dicha colaboración ANFAC, FER y la empresa REYFRA S.L. acometieron en 1993 la primera experiencia práctica en nuestro país del reciclado de los vehículos fuera de uso, la cual, basada en datos objetivos, permitió evaluar los costes y beneficios de todas las etapas, desde que el propietario decide la baja de su vehículo hasta que éste ha sido desguazado y convertido en elementos reciclables o valorizables. Durante 1995, ANFAC en colaboración con LAJO Y RODRIGUEZ, S.A., llevaron a cabo un proyecto PITMA, que consistió en emprender una iniciativa en Madrid y Sevilla, contando con la incorporación de las fases de descontaminación y separación de materiales en la red de desguaces existente en ambas provincias.


El 16 de Enero de 1996 se firmó en Madrid el Acuerdo Marco de Reciclado, entre las Secretarías de Estado de Medio Ambiente y Vivienda (MOPTMA), la Secretaría de Estado de Industria (MINER) y las siguientes entidades: AEDRA, ANFAC, ANIACAM, SERNAUTO, FER, FERMA, UNESPA y FACONAUTO. Finalmente, en 1.998 las organizaciones ANFAC, FER AEDRA, ANARPLA y UPM y las empresas ARTHUR ANDERSEN, Lajo y RODRIGUEZ, S.A. y CAT acometieron un estudio para la promoción del reciclado de plásticos, vidrios y catalizadores del automóvil con el que se analizaron las posibilidades de reciclado que presentan dichos materiales, aprovechando las actuales redes de desguaces, fragmentadoras y empresas dedicadas al reciclado de dichos materiales. Durante 1999 y parte del año 2000, viendo que ya se había analizado la problemática de la descontaminación y del reciclado en España, se llevó a cabo un nuevo proyecto para analizar la viabilidad de valorizar energéticamente el residuo de fragmentación ligero y los neumáticos provenientes de vehículos fuera de uso. Este documento recoge las actividades desarrolladas y los resultados obtenidos durante este proyecto.

1.1. OBJETIVOS

1.1.1. Objetivos Científicos

El objetivo primordial desde el punto de vista científico del Proyecto que se presenta consiste en analizar las posibilidades reales de valorización de los residuos de las plantas de fragmentación provenientes de vehículos para desguace, y de los neumáticos extraídos de estos vehículos, en España.

1.1.2. Objetivos tecnológicos

Estudiar, desarrollar e implantar una solución que consiga aumentar el porcentaje de materiales recuperados de los vehículos fuera de uso así como resolver el problema de los neumáticos retirados por los talleres de reparación. Además se pretende ir avanzando en la adecuación de los niveles de valorización y reciclado


en España a los del resto de la Unión Europea implementando las tecnologías que lo permitan.

1.1.3. Objetivos industriales

La puesta en marcha del Proyecto supondría un conocimiento profundo de la viabilidad de la valorización energética de este tipo de residuos en España. Este conocimiento será válido para las autoridades y todos los agentes implicados en el proceso de los VFUs. Esto conllevaría la promoción de una nueva actividad industrial y la potenciación de una nueva fuente de energía con la que se consigue una reducción en el gasto de combustibles convencionales al ser reemplazados por residuos.

1.1.4. Objetivos ambientales

El objetivo primordial de este proyecto es la reducción de residuos de los vehículos que se retiran de la circulación. Además de esto, gracias a la utilización de las tecnologías de valorización, se persiguen otros objetivos como son: − Eliminación o reducción de los actuales depósitos de neumáticos, suponiendo una mejora

ambiental y sanitaria − Eliminación de los metales pesados y otras materias contaminantes que presenta el residuo

final de fragmentación lo que conlleva una gran mejora en el medio ambiente − Reducir el consumo energético mediante la conversión de los residuos en energía

1.1.5. Objetivos económicos

Con el proyecto se busca desarrollar un sistema que permita obtener beneficios económicos en la implantación de esta actividad. Uno de los objetivos que va a resultar económicamente interesante es la reducción en la utilización de combustibles convencionales (de alto coste) sustituyéndolos por residuos.


1.2. ALCANCE

El alcance del proyecto a nivel del estudio general que se ha realizado, es todo el territorio nacional. Así, se analizarán las cantidades y procedencias de los residuos estudiados, los posibles destinos de los mismos, los problemas logísticos y los panoramas actual y futuro en España. En cuanto a la experiencia práctica en las cementeras, debido a diversas razones de logística, ésta se realizó en dos hornos de cementera situados en Navarra y Andalucía. Lo que se pretende con estas experiencias es dar una idea de la manera en que se podría establecer todo el sistema en las distintas Comunidades, a partir de lo que se ha realizado en estas localidades.

1.3. METODOLOGÍA

El proyecto se ha desarrollado en cuatro fases bien diferenciadas que son las que a continuación se presentan:

1.3.1. Fase I: Análisis de la situación: alternativas

En esta fase se recabó la información necesaria para la realización de los distintos estudios. Para ello se establecieron los contactos necesarios con diversas empresas, de las que se solicitaron datos sobre los procesos, costes, exigencias técnicas del material a valorizar y otros aspectos que fuesen importantes para el estudio. A partir de estos datos se comenzó su análisis hasta conocer la situación en que se encontraba la valorización de residuos en España y qué posibilidades se presentaban para establecer una logística que permitiera valorizarlos. En esta fase se estudiaron las distintas alternativas que se planteaban desde los puntos de vista técnico, ambiental, económico y logístico. Una vez analizadas, se decidió centrar el estudio en tres tecnologías de valorización energética: los hornos de lecho fluido, los hornos de clinkerización y la pirólisis.


1.3.2. Fase II: Experiencias piloto

Con la colaboración de distintos agentes se llevaron a cabo diversas experiencias piloto de forma que se reproducía el tratamiento real que deben recibir estos residuos para su valorización. Para poder valorizar cualquier materia, la composición de la misma debe cumplir con una serie de requisitos en cuanto a sus propiedades físico-químicas como a su composición, para que se produzcan emisiones y residuos que cumplan con los límites establecidos por la legislación vigente. Por ello, lo primero que se hizo fue estudiar las exigencias que se planteaban en cuanto a la composición, tamaño y características fisico-químicas y después se realizó una analítica de los materiales, con objeto de conocer la necesidad de pretratamientos o adaptaciones necesarias.

Posteriormente se almacenaron las cantidades de residuo necesarias para llevar a cabo las experiencias prácticas en las tres tecnologías seleccionadas. La experiencia en hornos de clinkerización se realizó a nivel industrial, mientras que la experiencia en hornos de lecho fluido se llevó a cabo a nivel laboratorio y la experiencia de pirólisis se simuló mediante un modelo informático.

1.3.3. Fase III: Desarrollo del modelo de simulación

En esta fase se ha desarrollado una herramienta que permite simular el sistema en su conjunto, modificando los parámetros que se desee para obtener información válida en cualquier situación geográfica (dentro del territorio nacional) o temporal.

Mediante esta herramienta de simulación se ha estudiado la posible situación en la actualidad si se llevase a cabo la valorización de estos residuos y varias alternativas para el año 2006 ya que en dicho año la Directiva establece los primeros objetivos de reutilización, reciclado y valorización de los vehículos fuera de uso.

1.3.4. Fase IV: Informe final. Divulgación y difusión del Proyecto

Este informe que recoge la descripción de todas las actividades llevadas a cabo durante el proyecto así como los resultados y conclusiones que de éstas se han obtenido, forma parte de la fase de divulgación. Está previsto que, además, se elabore un vídeo divulgativo y se organice una Jornada de presentación de resultados como actividades adicionales en esta fase.


1.4. ENTIDADES PARTICIPANTES

Asociación Española de Desguace y Reciclaje del Automóvil (AEDRA): constituida en Marzo de 1995, cuenta en estos momentos con 400 afiliados y tiene el objeto agrupar a las industrias de desguace para representar y defender sus intereses comunes.

Asociación Española de Fabricantes de Automóviles y Camiones (ANFAC): asociación sin ánimo de lucro que tiene por objeto fomentar el adecuado desarrollo del sector de automoción en España y colaborar en la defensa de sus intereses, promoviendo la colaboración entre los fabricantes. Por ello asume la representación y gestión colectiva de sus miembros asociados ante la Administración y ante toda clase de entidades privadas.

ARTHUR ANDERSEN: Arthur Andersen y Cía., S. Com. presta servicios de auditoría y consultoría de empresas. Se trata de una Sociedad dirigida e integrada por profesionales españoles. En este proyecto ha intervenido el Área de Medio Ambiente, Calidad y Prevención de Riesgos Laborales.

CAT ESPAÑA: empresa que incluye entre sus actividades la logística de piezas procedentes de la industria del automóvil.

Centro de Investigaciones Energéticas, Medioambientales y Tecnológicas (CIEMAT): Organismo público de investigación y desarrollo tecnológico adscrito al Ministerio de Industria y Energía. Está especializado en el campo de la generación de energía. Federación Española de Recuperación (FER): de la cual forman parte las principales empresas españolas de reciclado y recuperación de materiales metálicos. Instituto Nacional de Técnica Aeroespacial “Esteban Terradas” (INTA): Organismo Público dedicado a la investigación y desarrollo tecnológico aeroespacial, con carácter de Organismo Autónomo dependiente de la Secretaría de Estado de la Defensa. Entre sus funciones está la de realizar trabajos de I+D para los organismos y empresas que así lo solicitan. NOVAFIN: empresa consultora y promotora de proyectos en el campo de las energías renovables. Constituida en 1992, está especializada en nuevas técnicas de generación de energía. Agrupación de Fabricantes de Cemento de España (OFICEMEN): entidad sin ánimo de lucro que asocia a las empresas que disponen de instalaciones de fabricación de cemento en España. Unión Fenosa Energías Especiales, S.A. se dedica a promover, diseñar, financiar, construir, operar y explotar instalaciones de producción en régimen especial, tanto de cogeneración como de energías renovables.


Universidad Politécnica de Madrid (UPM): es la mayor Universidad Politécnica de España. Una de sus Escuelas es la Escuela Técnica Superior de Ingenieros Industriales (ETSII), con más de 4.000 estudiantes.

2. Situación actual de la valorización energética de residuos Página 11

2. SITUACIÓN ACTUAL DE LA VALORIZACIÓN ENERGÉTICA DE RESIDUOS

Este capítulo ha sido desarrollado por ARTHUR ANDERSEN, a partir de diversas fuentes de información que se citan en el texto.

2.1. VALORIZACIÓN ENERGÉTICA DE RESIDUOS EN EUROPA

La Ley 10/1998 de residuos describe la valorización como todo procedimiento que permita el aprovechamiento de los recursos contenidos en los residuos sin poner en peligro la salud humana y sin utilizar métodos que puedan causar perjuicios al medio ambiente. En el caso de la valorización energética, el recurso del residuo aprovechado es su energía, ya sea en forma de calor, energía eléctrica, etc. El proceso de obtención de energía suele llevarse a cabo mediante la incineración del residuo. Los residuos objeto del presente informe, esto es, residuo ligero de fragmentadora y neumáticos fuera de uso, no son teóricamente materiales contaminantes, por lo que se consideran residuos asimilables a urbanos. En el presente capítulo hablaremos pues de la valorización energética de residuos urbanos o asimilables. En Europa existen decenas de miles de vertederos para los residuos urbanos y asimilables, que cada año engullen centenas de millones de toneladas de residuos. Sin embargo, los residuos empiezan a no caber. Poco a poco, las autoridades públicas se ven presionadas a dar una mejor gestión a estos residuos. Así, la incineración, una práctica hasta hace poco no muy extendida, está tomando el relevo a los vertederos, conforme estos se cierran. La incineración abre un nuevo mercado, muy prometedor para el sector industrial especializado en instalaciones de combustión. Un sector que no ha dejado de crecer, hasta el punto de convertirse en un obstáculo para la implantación de otros sistemas de reducción del volumen generado de residuos, como son la reutilización y el reciclado. La dualidad vertido vs incineración en Europa, podemos observarla cuantitativamente en las tres siguientes gráficas.


Figura 2.1. Gestión de residuos municipales en Europa OCDE. Fuente: OCDE; en Europe’s Environment: The Second Assessment

Figura 2.2. Gestión de residuos en la Europa OCDE en 1997. Fuente: OCDE, 1997 & National State-of-the-Environment reports

Figura 2.3. Comparación de costes entre incineración y vertido de residuos no peligrosos, en algunos países de Europa, en 1995. Fuente: FEAD, 1995

En la gráfica 2.1 observamos cómo la tendencia en la gestión de residuos hasta 1995 no varía apenas. En la gráfica 2.2 vemos que las diferencias entre unos países y otros son muy considerables. En particular, Alemania, Reino Unido, Francia e Italia generan muchos más

0 20 40 60 80 100 120 140

Alemania

Países Bajos

Dinamarca

Noruega

Irlanda

Francia

Suecia

Finlandia

Reino Unido

España

Dólares por tonelada

Incineración

Vertido

0

20

40

60

80

100

120

Vertido

Incineración

Reciclaje

Compostaje

Otros

Mil

lon

es d

e to

nel

adas

an

ual

es

1984-1990

1991-1995

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500

Francia

Reino Unido

Italia

Alemania

Austria

España

Bélgica

Países Bajos

Vertederos

0 50 100 150 200 250 300 350

Francia

Italia

Austria

Bélgica

Incineradoras


residuos que el resto; y sólo Francia apuesta claramente por la incineración. Finalmente, en la gráfica 2.3 observamos como el coste de la incineración es en 1995 en Europa bastante mayor que el del vertido, situación que propicia este último. Excepción a lo anterior son Noruega y Suecia, donde ya se empieza a penalizar el vertido frente a otras formas de gestionar los residuos urbanos. Desde 1975 en que se aprueba la Directiva marco relativa a los residuos hasta 1999 en que lo hace la Directiva de vertido, la Unión Europea ha ido estableciendo su estrategia respecto a los residuos a golpe de reglamentación: minimización, reutilización, reciclado, valorización energética y vertido. Es el orden de preferencia que dicha estrategia establece. Sin embargo, la tendencia real parece ser un equilibrio económico e incluso ecológico entre estas operaciones. La valorización energética, con el inconveniente de las emisiones de gases, da lugar a una reducción del volumen del residuo y a una obtención de energía que lo harán útil para algunos tipos de residuos. Es por ello que se haya considerado en este estudio, al menos en primera instancia, como la solución prioritaria al vertido de neumáticos fuera de uso y residuo ligero de fragmentadora. Hemos apuntado el hecho de evitar el problema de los vertederos. Ahora bien, ¿la generación de energía conseguida es rentable? A lo largo del estudio veremos que sí lo es. Sin embargo, no debemos pensar que el volumen de energía generada es grande. Por ejemplo, en cuanto a energía eléctrica generada, en 1995 sólo el 5,3% de la generada en la Unión Europea provenía de fuentes de energía renovables, de entre las que la incineración de residuos supone un 5,8%. En la siguiente gráfica podemos comparar los diferentes países europeos.

Figura 2.4. Producción energética a partir de RSU, en 1995. Fuente: Eurostat

1073

879

560

497

390

344

187

142

97

64

23

12

Alemania

Francia

Dinamarca

Holanda

Suecia

Reino Unido

España

Bélgica

Austria

Italia

Luxemburgo

Finlandia

Ktep/año


2.2. VALORIZACIÓN ENERGÉTICA DE RESIDUOS EN ESPAÑA

La gran mayoría de los residuos urbanos y asimilables generados en España vienen siendo eliminados mediante su depósito en vertederos, en muchos casos sin ningún control. Podemos observarlo en el siguiente gráfico.

Figura 2.5. Gestión de RSU en España en 1996. Fuente: Plan Nacional de Residuos Urbanos 2000-2006

En lo que a incineración se refiere, existen todavía plantas que no se ajustan a la normativa sobre emisión de contaminantes a la atmósfera, e incluso plantas que no disponen de sistemas para recuperación de la energía contenida en los residuos. Estas plantas están destinadas a desaparecer en breve. La Administración prevé un considerable aumento de la valorización energética de residuos, tal y como se observa en las siguientes gráficas.

Figura 2.6. Situación prevista para la gestión de RSU en España en 2001 (izq.) y 2006

(der.). Fuente: Plan Nacional de Residuos Urbanos 2000-2006 En lo referente a la energía eléctrica generada a partir de los residuos, podemos decir de

Valorización energética

4%Compostaje

14%

Reciclaje12%

Vertido incontrolado

12%

Vertido autorizado58%

Valorización energética

9%

Compostaje19%

Reciclaje20%


5%


Valorización energética18%

Compostaje24%

Reciclaje25%


0%



nuevo que representa una cantidad ínfima frente al total (ver gráfica siguiente).

Figura 2.7. Consumo de energía primaria en España en 1996. A la derecha se desglosan las energías renovables. Fuente: Secretaría de Estado de Energía y Recursos Minerales

2.3. NEUMÁTICOS

2.3.1. Descripción de los neumáticos

Los neumáticos de automóvil están formados por un complejo entramado de materiales diversos como son el acero, las fibras textiles y los elastómeros. En un neumático de turismo el porcentaje de materiales respecto de la masa total del mismo, es:

Caucho natural y sintético 48% Negro de humo 23% Hilos de acero 18% Cableado textil 3% Otros productos químicos 8%

Un 70% de la masa de los neumáticos está constituida por derivados de hidrocarburos. Así pues, se trata de substratos adecuados a la obtención de combustibles y productos químicos por medio de transformaciones termoquímicas. El contenido energético medio de un neumático de turismo equivale a 27 litros de petróleo (21 litros en materias primas y 6 en el proceso de fabricación). Este potencial energético nos da una pista acerca de las posibles técnicas de eliminación provechosa de neumáticos de desecho.

Carbón15,1%

Nuclear14,4%

Gas8,2%

Energías renovables7,2%

Petróleo55,1%

Hidráulica83,573%

Residuos1,238%

Minihidráulica12,466%

Solar fotovoltaica0,029%

Eólica0,746%Biomasa

1,948%


2.3.2. Gestión de los neumáticos

Las posibles vías de gestión para los neumáticos fuera de uso (NFU) son las siguientes: − Depósito en vertedero − Reutilización − Reciclado − Valorización energética

Figura 2.8. Pila de neumáticos fuera de uso El depósito en vertedero es la solución peor y una de las más practicadas actualmente en España, motivado fundamentalmente por las dificultades y el coste de la logística de recogida, transporte y almacenamiento de NFU para su tratamiento en una planta al propósito. Sin embargo, está práctica está cambiando rápidamente y comienzan a proliferar el resto de soluciones. La reutilización mediante el recauchutado de los neumáticos es útil para neumáticos de gran tamaño provenientes de camiones y vehículos industriales. El reciclado de los NFU es posible a partir de la separación de los distintos constituyentes del neumático: caucho, acero y fibras, principalmente. Para ello, los NFU son primeramente triturados, normalmente tras su enfriamiento con nitrógeno líquido para fragilizarlos. En el anexo III se detalla la operación de reciclado de NFU. Finalmente, la valorización energética es una solución muy a tener en cuenta debido al alto poder calorífico de los NFU. Desde hace años, los NFU se vienen usando como combustible alternativo en hornos de cementeras. Otras tecnologías de incineración y de pirolización están también empleándose, sobre todo en países más adelantados que España. Aunque no disponemos de datos concretos para España, si pueden servir de referencia las siguientes gráficas sobre la gestión de NFU en Estados Unidos, país más avanzado medioambientalmente que España. Los datos están recogidos en el informe de la EPA (agencia medioambiental estadounidense) “State scrap tyre programs-quick reference guide: 1999 Update“ (EPA-530-N-99-0022).


Figura 2.9. Gestión de NFU en EEUU en 1996 (se generaron 266 millones de NFU) En cualquier caso, para los residuos del automóvil, se tendrán que poner todos los medios necesarios para garantizar una capacidad mínima de tratamiento, que haga rentable la inversión en una tecnología que cumpla con todos los requisitos medioambientales, así como para abaratar el coste de recogida y transporte de dichos residuos.

2.4. RESIDUO LIGERO DE FRAGMENTADORA

2.4.1. Descripción del residuo

Esta descripción ha sido realizada por LYRSA. La fragmentación de vehículos es la técnica más ampliamente utilizada para reducir el tamaño y separar los distintos componentes metálicos entre sí y los no metálicos. Se compone de las siguientes etapas: − Alimentación − Trituración − Limpieza − Separación (clasificación) − Apilado

Recuperación energética57,3%

Enviados a vertederos,

almacenados o eliminados ilegalmente24,1%

Reciclaje9,2%

Usos de ingeniería civil

3,8%

Exportados5,6%

Productos cortados,

estampados y punzonados32,7%

Caucho triturado51,0%

Usos variados6,1%Productos de

agricultura10,2%


Figura 2.10. Fragmentadora Durante el proceso de fragmentación se consigue la descarga de cuatro productos claramente diferenciados: − Chatarra férrica fragmentada − Chatarra no férrica mezclada con residuo pesado − Material inerte − Residuo ligero Hasta la fecha, los vehículos se fragmentan junto a otros residuos que llegan a los fragmentadores, fundamentalmente electrodomésticos (ver figura 2.x). Los desguazadores previamente retiran las piezas que tuvieran utilidad. A partir de la entrada en vigor de la Directiva sobre vehículos, existirá además la obligatoriedad de descontaminar los vehículos antes de su fragmentación, lo que comprende la eliminación de la batería, el refrigerante, los aceites lubricantes, el combustible y el fluido del acondicionador de aire. Hasta la fecha, a los vehículos simplemente se les extrae el combustible para evitar explosiones en el proceso de fragmentación.

Figura 2.11. Pila de vehículos fuera de uso y electrodomésticos


El residuo ligero está constituido por la parte orgánica ligera procedente de las tapicerías, salpicaderos, guarniciones, juntas, tubos, etc. El contenido de inertes (del 10 al 20% de su composición en peso) es vidrio procedente de las lunas del automóvil. Durante la operación de fragmentado, el residuo ligero se obtiene del arrastre por corriente de aire en el proceso de fragmentación en el molino. Este residuo está constituido por un conjunto heterogéneo de cauchos, goma, polietilenos, plásticos acrílicos, etc. La composición es variable y diversa: 40% plásticos y textiles, 30% caucho, 13% vidrio, 15% tierras y 2% metales no férreos. Esto dificulta enormemente su reciclaje o incineración. Asimismo, pequeñas cantidades de metales, Fe, Cr, Cu, Mn, Zn y Ni, están presentes en concentraciones de partes por millón. El tamaño de los trozos que salen de la fragmentadora es muy variado, con un tamaño máximo que no excede de unos 10 cm, aunque esto dependerá del diseño del ciclón de la fragmentadora, y una parte más pequeña de alrededor de 1 cm. Se puede estimar que la parte no metálica, en el automóvil, está entre el 20 y el 25% en peso de cada unidad de vehículo fragmentada. Y este porcentaje tiende a aumentar, ya que cada vez es más importante el uso de plásticos en los vehículos en detrimento de los productos férricos. El plástico es más ligero y permite todo tipo de formas, a la vez que es capaz de absorber mayor energía en los choques.

2.4.2. Gestión del residuo

Las posibles vías de gestión para el residuo ligero de fragmentadora (RLF) son las siguientes: − Depósito en vertedero − Reciclado − Valorización energética Como residuo considerado de carácter no peligroso, hasta la fecha, es enviado en su mayoría a vertederos convencionales. De nuevo, el depósito en vertedero es la solución peor y la más practicada actualmente, motivado ya no sólo por la difícil logística del residuo, sino también por su composición heterogénea y variable. Aunque sólo representa un 3% del volumen ocupado de vertedero frente a las basuras domésticas, se trata de un residuo conflictivo por lo difícil de su manipulación, su composición y su alto contenido energético. En cuanto al reciclado, según indica NOVAFIN, hay que destacar el esfuerzo que actualmente realizan algunos fabricantes, por una parte disminuyendo la variedad de plásticos utilizados y por otra marcando las piezas con el tipo de plástico utilizado, para de esta manera facilitar el reciclado. Sin embargo, se trata de un residuo cuyo reciclado se cuestiona, pues estudios de ecobalances y ciclos de vida, demuestran que para los plásticos, la valorización es más


beneficiosa medioambientalmente que el reciclado mecánico, por el coste ambiental, que supone el acondicionamiento y traslado a las plantas de reciclado. Además, dentro de la familia de los plásticos se usan sobre todo los polietilenos (PE) y polipropilenos (PP) que son fácilmente reciclables, pero aún se siguen utilizando los polivinílicos (PVC). Si estos se mezclan con los anteriores, incluso en pequeñas cantidades, se vuelve inservible toda la mezcla. Un kilo de PVC, malogra una tonelada de PP o PE. En el anexo III hablamos de alguna técnica existente para el reciclado de este residuo. Finalmente, de la valorización energética del RLF nos ocuparemos ampliamente en este estudio, tanto desde un punto de vista técnico-medioambiental como económico y logístico.

3. Caracterización del residuo ligero de fragmentación Página 21

3. CARACTERIZACIÓN DEL RESIDUO LIGERO DE FRAGMENTACIÓN

3.1. OBJETIVOS DE LA CARACTERIZACIÓN

Los objetivos de estos análisis son conocer la problemática de: 1. Su almacenamiento en las plantas fragmentadoras y las de valorización energética 2. Su transporte 3. La combustión 4. Las cenizas de la combustión respecto a su vertido En el primer punto es importante conocer la estabilidad química y térmica del residuo y la toxicidad. Un residuo que es inestable químicamente puede producir reacciones que generen calor y produzcan autocombustión o fusión de sus componentes que dificulten después su manejo. La toxicidad del residuo puede dar lugar a lixiviación de los tóxicos al terreno donde este almacenado contaminando el suelo y produciendo un impacto ambiental. En el segundo punto es necesario conocer la potencia calorífica y la densidad del residuo para poder evaluar la incidencia de los costes del transporte. Teniendo en cuenta que se trata de valorar energéticamente el residuo, el coste del transporte es una partida de los costos de esa valorización. Por lo tanto, será fundamental, para conocer el valor de ese residuo como combustible, conocer el coste del transporte de una termia, que es función de las calorías por unidad de volumen del residuo. Teniendo en cuenta esto, un estudio de la compactabilidad del mismo y el coste de esta operación también seria deseable, pero esto esta fuera del alcance de este estudio. En la problemática de la combustión es necesario conocer el poder calorífico, el análisis inmediato del residuo como combustible, el contenido en cloro del mismo, y más específicamente y dependiendo de la técnica que se utilice para la combustión, el análisis térmico en los tramos de temperatura del proceso y la cinética de la combustión. Una valoración final obliga a analizar las emisiones reales en el mismo proceso de combustión. El poder calorífico del combustible incide directamente en la rentabilidad del proceso y en la combustibilidad. Es necesario para mantener la combustión en régimen permanente que el calor de combustión sea suficiente como para aportar la energía de activación de la reacción. Si este es inferior la autocombustión no es posible. El análisis inmediato nos permite conocer la cantidad de agua, volátiles, carbono fijo y cenizas en el combustible.


La cantidad de agua es fundamental ya que el que está en la combustión se evaporará consumiendo una cantidad del poder calorífico que puede ser importante dado el alto calor de vaporización de la misma (540 cal/g). El agua, por otra parte, reacciona con el carbono y el CO2 produciendo CO, si la temperatura de la combustión no es adecuada, reduciendo también por esta vía el rendimiento de la operación. En el caso de una pirólisis introduciría un producto no combustible que luego habría que separar con el consiguiente consumo de energía. Los volátiles presentes en el combustible, en principio, al tener una energía de activación baja en las reacciones de combustión, aumentan la combustibilidad del residuo y permiten mantener la reacción y la iniciación de la misma. Pero obligan a mantener un caudal de aire mayor que con el carbono fijo, y un tiempo de residencia y una temperatura adecuadas para que no se escapen como inquemados, produciendo una contaminación ambiental. El contenido en carbono fijo marcará la cantidad de combustible que permanece mas tiempo en el horno y ayuda a mantener estable el régimen de combustión. El contenido en azufre y cloro es fundamental en un proceso de combustión, que hay que realizar adecuadamente, ya que sino, el primero da lugar a los óxidos de azufre y el segundo al ClH todos causantes de la lluvia ácida, produciendo el cloro además compuestos órgano clorados, como dioxinas y furanos, contaminantes y con límites máximos de emisión marcados por la ley. El análisis térmico permite conocer con mas precisión que tipo de volátiles se producen, a que temperaturas se forman y entran en combustión, con las cantidades de calor que aportan en el reactor de combustión. El estudio de la cinética de las reacciones aporta los parámetros que definen la velocidad de la combustión a cualquier temperatura. Mediante los datos del análisis térmico y los de cinética es posible optimizar la combustión y obtener el máximo rendimiento del poder calorífico, lo que supone, en definitiva, mas calor aprovechado y menos contaminación. Estos análisis no se contemplan aquí ya que son un objetivo del estudio de la técnica que se emplee para la combustión. Por ultimo, en el cuarto punto se estudia los residuos de esa combustión que van a vertedero, entre los que se encuentran las cenizas y las partículas emitidas y captadas en los filtros, que en una buena combustión deben de carecer de poder calorífico y tener como destino, junto a las cenizas, el vertedero. En una valoración del combustible es importante conocer la cantidad de cenizas y su composición, ya que su gestión como residuo llevará un coste que depende de ambos factores. Unas cenizas conteniendo ciertas cantidades de metales pesados o productos tóxicos hay que remitirlas a un vertedero de residuos tóxicos, que es mas caro que un vertedero convencional.


3.2. OBTENCIÓN DE LA MUESTRA

En primer lugar, es importante destacar el hecho de que actualmente se fragmentan vehículos sin descontaminar y electrodomésticos conjuntamente. Sin embargo, acorde con el objetivo del presente estudio, debemos centrarnos en los vehículos descontaminados, que es el objeto de la Directiva de vehículos. A fin de poder determinar las propiedades del residuo generado por la fragmentación de vehículos antes y después de la descontaminación se acordó la obtención de una muestra de residuos de vehículos fuera de uso descontaminados dado que el residuo de vehículo no descontaminado había sido ya analizado en proyectos previos y sería analizado de nuevo durante la realización de pruebas piloto en Cementera. En primer lugar se procedió a la descontaminación de veinte VFU retirando de los mismos baterías, neumáticos y todos los líquidos y gases contenidos en el vehículo. La empresa que realizó la descontaminación fue Desguaces Teo Martín, S.L., quien cuenta con instalaciones adecuadas para esta operación. Los vehículos fueron trasladados hasta la fragmentadora. A continuación se procedió a la trituración “en solitario” en la planta fragmentadora de Lajo y Rodriguez, S.A. de las 20 unidades generándose un residuo de aproximadamente 3.200 kilogramos de hasta 20 cm de dimensión máxima. Se realizó el cuarteo y mezcla del material obtenido hasta obtener 800 kg de material, el cual fue de nuevo triturado en un molino secundario con parrilla de salida de 12 mm de malla, para obtener una muestra de dimensiones reducidas de hasta 1cm de dimensión máxima. Se procedió a la realización de cuarteos hasta conseguir sendas muestras de 5 kg, que fueron remitidas a los laboratorios de INTA y CIEMAT para su caracterización. Véase el esquema siguiente:


Figura 3.1. Esquema de la metodología de muestreo del RLF

3.3. METODOLOGÍA EMPLEADA

La metodología empleada se describe con exactitud en el anexo I. A continuación, pasa a resumirse. CIEMAT ha realizado el análisis inmediato y ha medido potencia calorífica, toxicidad y cloro. Por su parte, INTA ha medido cloro y el contenido en metales.

3.3.1. Análisis inmediato

El análisis inmediato se ha realizado según la norma ASTM D3172-73. Incluye el análisis de humedad, materia volátil, contenido en cenizas y carbono fijo. Este análisis da la relación entre materia combustible y no combustible existente

3.3.2. Potencia calorífica

La potencia calorífica o poder calorífico del residuo se ha medido mediante una bomba calorimétrica automática de la casa LECO modelo AC-300 sistema 789-500.

20 T ~ 120 mm

5 T

1 T

1 TGránulo ~ 120 mm

MOLIDO

~ 10 Kg.Gránulo ~ 10 mm.

LABORATORIO


3.3.3. Toxicidad

La toxicidad se mide mediante un equipo Microtox modelo 500 Toxity Test System. La medida de la toxicidad viene definida en mg/l necesarios para producir efectos tóxicos, siendo tóxicos aquellos productos que dan valores por debajo de 3000 mg/l.

3.3.4. Contenido en cloro (CIEMAT)

El contenido en cloro se ha medido mediante un analizador de la casa EUROGLAS modelo ECS 1600.


3.3.5. Contenido en cloro (INTA)

El proceso se divide en dos fases: − Mineralización mediante combustión en bomba calorimétrica − Determinación de cloruro mediante cromatografía iónica

3.3.6. Contenido en metales

Este método es aplicable para la determinación de aluminio, antimonio, arsénico, berilio, cadmio, calcio, cobalto, cobre, cromo, estaño, estroncio, hierro, magnesio, manganeso, molibdeno, niquel, plata, plomo, titanio, vanadio y zinc, en residuos, mediante la técnica de absorción atómica con llama. El método consiste en la digestión de la muestra en un horno microondas, sistema cerrado, con mezcla de ácidos clorhídrico, nítrico y fluorhídrico. Las soluciones obtenidas son susceptibles de ser analizadas por espectrometría de absorción atómica con llama, espectrometría de emisión con plasma de acoplamiento inductivo (ICP-OES) y espectrometría de plasma-masas (ICP-MS).

3.4. RESULTADOS

3.4.1. Análisis fisico-químico y elemental

Se han realizado análisis de dos muestras. Una la RF-1 procede de vehículo sin descontaminar fragmentados junto a un cierto porcentaje de electrodomésticos que es como habitualmente se esta procediendo en las plantas de fragmentación. La muestra RF-2 procede de la fragmentación de vehículo descontaminados. Es decir, vehículo a los que se las ha separado antes de fragmentarlos la batería, el refrigerante, combustible, aceites, líquidos de frenos y liquido de sistemas de aire acondicionado. Los resultados se muestran en la siguiente tabla:


Análisis Muestra RF-1 Muestras RF-2 PROPIEDADES FÍSICAS Densidad 0,33 g/cc 0,33 g/cc PROPIEDADES QUÍMICAS Contenido en cloro 0,87% 0,55% Toxicidad 23.050 mg/l 37.300 mg/l PROPIEDADES TÉRMICAS Poder calorífico superior 4280 cal/g 5039,1 cal/g Poder calorífico inferior 3747 cal/g 4507 cal/g ANÁLISIS INMEDIATO Humedad 1,48% 1,43% Volátiles 54,60% 63,30% Carbono fijo 6,02% 0,37% Cenizas 38,90% 26,90%

Tabla 3.1. Análisis físico-químico y elemental. Fuente: CIEMAT

ESTADÍSTICA Muestra mg

Cl- ppm

Vmuestra ml

mg Cl- muestra

% Cl- muestra

% Cl- medio

σσσσn-1 CV(%)

751,9 21,30 250 5,33 0,71

752,5 18,54 250 4,63 0,62

752,9 27,76 250 6,94 0,92

754,6 19,24 250 4,81 0,64

756,3 23,63 250 5,91 0,78 0,73 0,12 16,44

Tabla 3.2. Porcentaje de cloruro en muestra de residuo ligero de VFU descontaminado. Fuente: INTA

CONCLUSIONES Las conclusiones más importantes a la vista de los datos de la caracterización son los siguientes: − La densidad del producto es muy baja, 0,33 g/cc, lo que hace que se tenga que tener en

cuenta el precio del transporte por metro cúbico y termia en el balance económico total de su tratamiento

− El residuo puede absorber una gran cantidad de agua debido a su alto contenido en


poliuretano, posiblemente por encima de un 50% en peso, lo que invalidaría su poder energético

− El residuo produce reacciones exotérmicas a temperatura ambiente o a temperaturas que se pueden alcanzar cuando éste está a pleno sol. De ésta forma, aumentaría la temperatura por si mismo llegando a la autocombustión, incendiándose. Como la mayor temperatura se alcanzaría en el interior del apilamiento la extinción del incendio requeriría refrigerar la zona interna removiendo el apilamiento o por otro procedimiento

− Debido a las dos conclusiones anteriores es necesario almacenar el residuo bajo techado para evitar la insolación que de lugar a autocombustión y la lluvia que invalidaría el residuo como combustible

− El residuo no es tóxico − La cantidad de cloro que tiene, aunque no es importante, si es suficiente como para que se

tenga que quemar mediante técnicas de combustión limpia, que controlen las temperaturas de combustión, para evitar la formación de compuestos clorados contaminantes, y apliquen sistemas de limpieza de gases. Este problema, importante en cualquier sistema de combustión directo, no existe, en principio, en la pirólisis en si, pero como el destino final de los productos de esta técnica es la combustión, el problema se traslada al equipo que la realice, que en caso de ser motores de explosión es más difícil

3.4.2. Análisis térmico

Se ha realizado un amplio estudio del comportamiento térmico del residuo dirigido ha proporcionar información para el proceso de combustión en lecho fluidizado. En este informe se incluye solamente aquellos aspectos del análisis térmico que por si mismos aportan algún dato interesante del residuo, independientemente del tratamiento posterior. Un análisis diferencial de barrido (DSC) en atmósfera inerte (figura 3.2) hace ver que el proceso de volatilización es exotérmico hasta los 600 ºC, cuando debiera ser endotérmico. Es decir, cuando se calienta un material como este residuo, de una forma muy esquemática y simple, se producen los siguientes fenómenos: 1. Volatilización primero de todos aquellos productos, como agua y orgánicos ligeros, que

estén absorbidos en el residuo. 2. Rotura de moléculas por termólisis produciendo moléculas pequeñas. 3. Volatilización de las moléculas producidas en la termólisis.


Figura 3.2. Análisis diferencial de barrido del RLF. Fuente: CIEMAT Para los tres tipos de procesos descritos es necesario aportar energía, es decir el proceso es endotérmico. El motivo por el que el proceso resulta exotérmico no puede ser otro que algunos de los productos del residuo reaccionan entre sí cuando alcanzan cierta temperatura liberando energía en esta reacción, con lo que el balance total es exotérmico. Esta propiedad del residuo tiene una gran importancia, ya que el fenómeno se produce a temperaturas no muy altas, que en nuestro país son ambientales en algunos meses del año. El análisis termogravimétrico (TG) y diferencial térmico (SDTA) (figura 3.3), en atmósfera de oxigeno, da información del comportamiento del residuo en combustión, observándose que: − Existe una primera etapa hasta los 237 ºC en donde se desprende un 4,5 % de volátiles que

no se queman a esa temperatura ya que el SDTA no detecta generación de energía − A partir de los 237 ºC y hasta los 308-360 ºC se quema el 48% del residuo, produciendo en

ese tramo la máxima liberación de energía. La suma del producto liberado hasta los 237 ºC y el quemado hasta los 308 ºC corresponde, aproximadamente, al contenido de volátiles que se había detectado en el análisis elemental

− A partir de los 360 ºC y hasta 700 ºC se produce otra perdida de peso, de un 16 %, en donde la liberación de energía es pequeña comparado con el tramo anterior. Aquí se rompen moléculas muy grandes, las del carbono fijo, para lo que es necesario un consumo de energía considerable frente a la energía que después se obtiene del quemado de los fragmentos

− A partir de los 700 ºC la perdida de peso es prácticamente nula y la liberación de energía también


Figura 3.3. Análisis termogravimétrico y diferencial térmico del RLF. Fuente: CIEMAT

Hay que hacer notar que las diferencias de porcentajes que se encuentran entre el análisis inmediato y el análisis térmico es debido a la heterogeneidad de la muestra. En análisis térmico se trabaja con muestras menores de un gramo lo que hace difícil que no haya dispersiones en los resultados. CONCLUSIONES − Los volátiles, son susceptibles de entrar en combustión a temperaturas inferiores a los 350

ºC, mientras que el carbono fijo, que hay que quemarlo a temperaturas superiores a los 700 ºC

− La combustión reduce el residuo en un 60% en peso, ya que las cenizas residuales alcanzan casi un 40% en peso. Sin embargo, en volumen la reducción es considerablemente más importante debido a la baja densidad del residuo y la alta densidad de las cenizas. No obstante, es de destacar que hay que tener en cuenta los costos de almacenamiento de las cenizas en el coste total del procesado del residuo. Estos serán mas o menos grandes dependiendo del tipo de elementos que contengan (ver análisis de metales)

− La diferencia fundamental entre el residuo procedente de vehículos sin descontaminar y descontaminados, esta en que los últimos tienen aproximadamente un 10% mas de volátiles, un 10% menos de cenizas y un contenido en cloro ligeramente menor


3.4.3. Análisis de metales

Humedad: 12 %

CONCENTRACIÓN EN SOLUCIÓN MUESTRA ELEMENTO

UNI-DAD

1 2 3 4 5 MEDIA mg/l

MEDIA %

σσσσn-1 CV%

Al mg/l 17,71 34,26 21,55 27,68 12,90 22,82 1,1410 0,4188 36,70

Sb " 0,21 0,19 0,21 0,31 0,19 0,22 0,0111 0,0025 22,52

As " < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 < 0,5 <0,50 <0,025 --- ---

Be " <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 <0,0005 --- ---

Cd " 0,39 0,45 0,45 0,46 0,64 0,48 0,0239 0,0047 19,67

Ca " 104,60 104,80 104,50 103,50 109,60 105,40 5,2700 0,1201 2,28

Co " 0,38 0,30 0,21 0,49 0,09 0,29 0,0147 0,0077 52,38

Cr " 0,36 0,44 0,37 0,28 0,28 0,35 0,0173 0,0034 19,65

Cu " 6,37 7,80 18,28 16,74 20,64 13,97 0,6983 0,3227 46,21

Fe " 102,72 107,68 90,58 122,78 77,44 100,24 5,0120 0,8598 17,15

Pb " 5,49 5,68 6,79 5,96 5,90 5,96 0,2982 0,0249 8,35

Mg " 125,30 134,80 144,40 135,50 140,80 136,16 6,8080 0,3620 5,32

Mn " 0,69 0,92 0,60 0,86 0,53 0,72 0,0360 0,0083 23,06

Mo " 0,29 0,26 0,23 0,24 0,29 0,26 0,0131 0,0014 10,69

Ni " 0,33 0,83 0,25 0,26 0,43 0,42 0,0210 0,0120 57,14

Ag " 0,32 0,09 < 0,1 < 0,1 < 0,1 0,14 0,0071 0,0050 70,42

Sr " 1,12 1,01 1,06 1,00 1,04 1,05 0,0523 0,0024 4,59

Sn " < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 <0,10 <0,005 --- ---

Ti " 0,92 1,33 1,58 1,63 1,16 1,32 0,0662 0,0148 22,36

V " < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 <0,10 <0,005 --- ---

Zn " 6,82 8,24 8,31 8,26 8,37 8,00 0,4000 0,0331 8,28

Tabla 3.3.Resultados del análisis de metales. Fuente: INTA También se han realizado análisis de metales y cloro en muestras de fragmentadora, que contienen, además de vehículos fuera de uso sin descontaminar, electrodomésticos, obteniéndose los siguientes resultados, comparativos con los obtenidos para el residuo descontaminado.


Al Sb As Be Cd Ca Co Cr Cu Fe Pb

1,35 0,046 < 0,025 < 0,0005 0,052 5,63 0,013 0,053 1,00 7,80 0,59

Mg Mn Mo Ni Ag Sr Sn Ti V Zn Cl

11,13 0,10 0,031 0,071 0,009 0,22 <0,005 0,26 <0,005 1,05 1,30

Tabla 3.4. Composición química (%) del RLF sin descontaminar. Fuente: INTA

Al Sb As Be Cd Ca Co Cr Cu Fe Pb

1,14 0,011 < 0,025 < 0,0005 0,024 5,27 0,015 0,017 0,70 5,01 0,30

Mg Mn Mo Ni Ag Sr Sn Ti V Zn Cl

6,81 0,036 0,013 0,021 0,007 0,052 <0,005 0,066 <0,005 0,40 0,73

Tabla 3.5. Composición química (%) del RLF de VFU descontaminado. Fuente: INTA

De los resultados obtenidos podemos concluir lo siguiente: − Las muestras presentan gran heterogeneidad, como puede deducirse de los distintos

resultados de determinados elementos, como Al, Cu y Fe, principalmente − Los elementos mayoritarios presentes en los residuos son: Ca, Mg y Fe − Elementos como As, Be, Sn y V prácticamente no se detectan − Los valores encontrados de las concentraciones, para la mayoría de los elementos, en la

muestra de residuo de fragmentadora son en general mayores que las del residuo descontaminado

− Los métodos propuestos son fáciles de aplicar y permiten obtener resultados, en general, de buena repetibilidad para cada toma de muestra homogeneizada

− Tomas diferentes de una misma muestra conducen a resultados analíticos en la mayor parte de los elementos, haciendo uso de los métodos propuestos, cuyo coeficiente de variación está por debajo del 25 %, lo que puede ser considerado un buen resultado si se tiene en cuenta la gran heterogeneidad de las muestras

− A falta de claros criterios establecidos por las Directivas Europea o Española en relación con los límites de tolerancia de elementos presentes en los residuos ligeros de fragmentación, a los que se pretende dar un aprovechamiento energético, se pueden ofrecer los propuestos por RENAULT FRANCIA en virtud de los estudios prospectivos por ellos realizados como


representantes europeos del sector del automóvil en relación con esta materia. Dichos límites son los siguientes:

Al Sb As Cd Ca Co Cr Cu Fe Pb

1,0 0,02 0,001 0,005 2,0 0,001 0,05 2,0 1,0 0,1

Mg Mn Ni Sn Ti V Zn Cl

0,5 0,02 0,05 0,05 0,3 0,05 0,5 2,0

Tabla 3.6. Límites de concentración orientativos del RLF de VFU. Fuente: RENAULT FRANCIA

4. Caracterización de los neumáticos Página 34

4. CARACTERIZACIÓN DE LOS NEUMÁTICOS

Antes de llevar a cabo una caracterización de los neumáticos en los laboratorios participantes, se decidió analizar los datos de caracterizaciones ya realizadas por los mismos o que estuviesen en posesión del resto de las entidades involucradas en el proyecto ya que la gran cantidad de información disponible sobre este tipo de residuo hacía innecesaria una nueva caracterización. Una vez analizados estos datos y viendo que las diferencias eran muy pequeñas, se acordó tomarlos como datos de partida. Las distintas caracterizaciones fueron aportadas por OFICEMEN, NOVAFIN y CIEMAT y a pesar de la gran consistencia de los mismos es conveniente remarcar que los datos dependen del tipo de neumático (diseño, construcción, etc.). En la tabla que se muestra a continuación, se recogen los pesos medios aproximados de los neumáticos según el tipo de vehículo y del tamaño.

TIPO Tamaño Peso (en kg) Turismo 165-R13 7

Turismo/camioneta 175-R15/170-R14 8-10 Camión ligero 205-R16 16-20

Camión 1100-R20/1200-R20 55-80 Tabla 4.1. Pesos medios de neumáticos

En la tabla que se muestra a continuación, se recogen los resultados de los análisis necesarios para una correcta caracterización de los neumáticos.

ANÁLISIS INMEDIATO Componente Porcentaje en peso

Humedad 0 % Materia Volátil 60-65%

Cenizas 5-10% Carbono fijo 30-35%

ANÁLISIS ELEMENTAL

Componente Porcentaje en peso Carbono 80-85%

Nitrógeno 0,2-0,4% Azufre 1-1,4%

Hidrógeno 6-7% Metales 11-12% Inertes 2-3%

ANÁLISIS DE LAS CENIZAS

4. Caracterización de los neumáticos Página 35

Componente Porcentaje en peso SiO2 2-5%

Al2O3 0,12-1% CaO 0,35-0,5% Na2O 0,15-0,2% Fe2O3 0,35% K2O 0,08-0,14% P2O5 0,05-0,1% TiO2 0,1-0,15% SO3 0,8-1% Cr 535 ppm W 853 ppm Zn 11630 ppm

Tabla 4.2. Análisis de los neumáticos Finalmente señalar que el poder calorífico de este residuo es de unos 35000 KJ/kg lo cual da una idea de su gran potencial como combustible alternativo.

5. Fuentes de producción de residuos de vehículos fuera de uso en España Página 36

5. FUENTES DE PRODUCCIÓN DE RESIDUOS DE VEHÍCULOS FUERA DE USO EN ESPAÑA

En el presente capítulo, la UPM realiza una previsión de la producción de residuos provenientes de vehículos fuera de uso en España. Para ello, se parte de una previsión de bajas anuales de vehículos, ya que, tanto los residuos ligeros de fragmentación como los neumáticos considerados en el presente estudio provienen de los vehículos fuera de uso. Estos vehículos fuera de uso se asocian a las bajas producidas en el parque de automóviles. Posteriormente, en función de la configuración geográfica del parque, se obtiene una previsión de las bajas de vehículos por provincias, así como de la dispersión geográfica que esto representa. Por último, de acuerdo con la localización, la producción actual y la potencia instalada de las distintas plantas fragmentadoras, se efectúa una distribución entre ellas de la producción total de residuos ligeros provenientes de VFU, tanto para el año 2000 como para el año 2006. En esta distribución se han tenido en cuenta también los neumáticos pertenecientes a los VFU. Los cálculos realizados y la metodología utilizada para la obtención de las previsiones se detallan en el Anexo II.

5.1. GENERACIÓN DE VEHÍCULOS FUERA DE USO

Como se ha indicado previamente, los vehículos fuera de uso generados en un año corresponden a las bajas producidas ese mismo año. Asimismo, los residuos de fragmentación de vehículos fuera de uso que se producen en un año, se consideran provenientes de las bajas producidas ese mismo año en el parque de automóviles. Esto es debido: − Por una parte, a la ausencia de datos con respecto al tiempo medio que transcurre desde la

baja de un vehículo hasta que se procede a su fragmentación (estancia en desguace y fragmentadora)

− Por otra parte, a que es previsible que en un futuro próximo estos tiempos se reduzcan notablemente por los cambios en la regulación del sector

5.1.1. Previsión de bajas de vehículos

El cálculo de la previsión de bajas de vehículos se ha realizado a partir de la siguiente información histórica: Bajas de turismos tramitadas en el año t: Bt t=1972, 1973,..., 1997, 1998


Matriculaciones de turismos en el año t: Mt t=1972, 1973,..., 1997, 1998

Parque de turismos existente al final del año t: Pt t=1972, 1973,..., 1997, 1998

indicada en la tabla 5.1.

Año (t) 1972 1973 1974 1975 1976 1977 1978 1979 1980

Matriculaciones (Mt) 506453 595176 575723 572188 619677 662859 654033 620652 574149

Bajas (Bt) 32175 46912 70227 75153 75581 69716 68893 93847 75375

Parque (Pt) 3254801 3803659 4309511 4806833 5351363 5944942 6530428 7057521 7556511

Año (t) 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989


Bajas (Bt) 75375 119020 125255 190951 161484 154870 209709 303531 470426

Parque (Pt) 7943325 8354050 8714076 8874442 9273710 9643448 10218526 10787424 11467727

Año (t) 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998


Bajas (Bt) 464022 421564 438420 420572 589265 438315 387476 497516 567724

Parque (Pt) 11995640 12537099 13102285 13440694 13733794 14212259 14753809 15297366 16050057 Fuente: DGT

Tabla 5.1. Matriculaciones, bajas y parque de turismos en España A los datos de la tabla anterior hay que unir las cifras correspondientes a 1999: 1.406.246 matriculaciones, con 683.892 bajas, para un parque de 16.770.000 vehículos. Una representación gráfica de las matriculaciones y bajas permite comprobar que manifiestan un comportamiento errático (figura 5.1). Este comportamiento puede ser explicado en parte por la coyuntura económica. Por ejemplo, entre los años 1990 y 1998 las oscilaciones en la cifra de vehículos matriculados se ajustan a las variaciones en las tasas de crecimiento económico durante dicho periodo. Por otra parte, en las bajas de automóviles parecen tener una especial incidencia las políticas promocionales para la renovación del parque. Así, en la figura anterior se puede observar la influencia del plan RENOVE lanzado para 1994. Esto tuvo efectos, no sólo en el aumento de bajas de 1994, sino en una disminución de las mismas, respecto a lo que sería esperable, en 1995 y 1996.


0

250.000

500.000

750.000

1.000.000

1.250.000

1.500.000

1972 1973 1974 1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999

Fuente: DGT

Figura 5.1. Evolución de las de las bajas y matriculaciones Este comportamiento, tanto de las matriculaciones como de las bajas, hace que no se puedan realizar previsiones fiables a partir de estos datos. Si se analizan las cifras correspondientes al parque, se observa que presenta un crecimiento estable:

0

3000000

6000000

9000000

12000000

15000000

18000000

1972 1973 1974 1975 1976 1977 1978 1979 1980 1981 1982 1983 1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999

Fuente: DGT

Figura 5.2. Evolución del parque de turismos Esta tendencia en el crecimiento del parque permite realizar estimaciones de su evolución con cierto grado de confianza (R2 = 0,998 y media del valor absoluto de los errores porcentuales MAPE = 1,7%), de manera que se pueden establecer las siguientes previsiones con los correspondientes límites de confianza (2,5% para el inferior y 97,5% para el superior):


Año Límite inferior Previsión Límite superior 2000 16940000 17290000 17640000 2001 17290000 17820000 18340000 2002 17670000 18340000 19010000 2003 18060000 18860000 19670000 2004 18440000 19390000 20330000 2005 18830000 19910000 20990000 2006 19220000 20440000 21650000 2007 19610000 20960000 22310000 2008 20000000 21490000 22980000 2009 20380000 22010000 23640000 2010 20760000 22540000 24310000

Elaboración: UPM-IOL

Tabla 5.2 . Previsiones del parque de turismos (1) Estos resultados se han obtenido mediante la aplicación del método del alisado exponencial doble (con tendencia), con un peso para la constante de alisado de la tendencia del 9,8%, con lo que se estima una evolución creciente del parque de casi 525.000 turismos/año a finales de 1999. Por tanto, en este proyecto pueden tomarse como previsiones de parque automovilístico las siguientes (en miles de vehículos):

Año 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 Previsión del parque 17290 17820 18340 18860 19390 19910 20440 20960 21490 22010 22540


Tabla 5.3. Previsiones del parque de turismos (2) En la tabla 5.3 han de destacarse los datos del año 2006 por dos razones: La previsión estima que el parque de automóviles supere los 20 millones (aunque hay que tener en cuenta que para ese año se llega a unos márgenes ±6% para el nivel de confianza del 95%)

Se espera que en el 2006 entre en vigor la directiva sobre residuos del automóvil

A partir de las previsiones de la evolución del parque de vehículos y de datos históricos disponibles relativos a: − Bajas tramitadas en cada año t (periodo 1989-1998) de vehículos según su antigüedad i

(i=1,2,3...20, >20 años), Bt,i − Parque de vehículos al final de cada año t (periodo 1989-1998) de vehículos según su

antigüedad i (i=1,2,3...20, >20 años), Pt,i


se ha comprobado, como se detalla en el Anexo II, que no son fiables las previsiones realizadas considerando las series temporales anteriores. Ante esta circunstancia, y teniendo en cuenta que el principal factor explicativo para las bajas es la antigüedad de los vehículos, se ha optado por analizar las series temporales agregando los vehículos según distintos segmentos de antigüedad. Así, se ha realizado una agregación en cinco segmentos:

j Antigüedad 1 Menor o igual a 5 años 2 Entre 5 y 10 años 3 Entre 10 y 15 años 4 Entre 15 y 20 años 5 Mayor de 20 años

Y, posteriormente, otra agregación en tres segmentos:

j Antigüedad 1 Menor o igual a 10 años 2 Entre 10 y 20 años 3 Mayor de 20 años

Se ha seleccionado esta última opción porque es la que mejores resultados ha proporcionado. De ella se puede destacar que: − La evolución del parque según su antigüedad muestra un comportamiento sostenido según

su segmento de antigüedad para los vehículos más modernos y los de mayor antigüedad, pero no identifica una tendencia para los comprendidos entre 10 y 20 años de antigüedad

− Se aprecia que en la evolución de las bajas según su segmento de antigüedad, el peso de los cambios coyunturales recae en los vehículos con una antigüedad entre 10 y 20 años

Posteriormente, se han investigado distintas series temporales de valores relativos, tratando de identificar sus pautas de comportamiento: Bt/Pt. Bajas anuales respecto al parque de turismos al final del año;

Bt,i/Bt. Bajas según su antigüedad respecto al total de bajas anual;

Bt,i/Pt. Bajas según su antigüedad respecto al parque total;

Bt,i/(Pt,i + Bt,i). Bajas según su antigüedad respecto al parque de esa antigüedad existente al comienzo de año en cuestión (equivalente a un índice de “mortalidad” para los vehículos según su antigüedad);

Pt,i/Pt. Proporción del parque según su antigüedad respecto al parque total;


Llegándose a las siguientes consideraciones:

En los vehículos con antigüedad menor de 10 años se identifican ciertas pautas de comportamiento:

− Crecimiento sostenido del parque correspondiente a este tipo de vehículos − Una proporción de aproximadamente el 60% del parque total − Estabilidad en la relación número de bajas con relación al parque total (algo más de 4 por

cada 1000 vehículos) y al parque de esta antigüedad (en torno al 0,7%), lo que hace que la participación respecto al total de bajas sea algo variable (como lo es el número de bajas totales)

En los vehículos más antiguos (antigüedad mayor de 20 años), se aprecia:

− Aumento estable del parque de estos vehículos, así como de la proporción que suponen respecto al parque total (actualmente más de un 10% creciendo aproximadamente a un 0,5% anual)

− Un incremento sostenido en la proporción que representan estas bajas respecto al total, estabilizada en los 3 últimos años en el 22%

− Los efectos coyunturales de 1994 y 1996 (con números de bajas excepcionalmente alto y bajo, respectivamente) aunque con menor intensidad que en el conjunto

En los vehículos cuya antigüedad oscila entre 10 y 20 años no se aprecian pautas estables (en ellos se manifiestan coyunturas como el descenso de ventas en 1993, el aumento de bajas en 1994, o la disminución de las bajas en 1996): únicamente complementan a los vehículos de menos de 10 años de antigüedad, de modo que la proporción del parque que representan los vehículos menores de 20 años experimenta una disminución continua (alrededor de un 0,5% anual) y se observa cierta continuidad en la disminución de la proporción que representa este segmento respecto al total de bajas (casi un 2% anual, excepto los dos últimos años en que se ha recuperado prácticamente a este mismo ritmo).

Las consideraciones anteriores han permitido estimar:

la proporción del parque de vehículos según su segmento de antigüedad en relación al parque total (figura 5.3):


UPM-IOL

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998

Pt,j/Pt

Menos de 10 años

Entre 10 y 20 años

Más de 20 años

Figura 5.3. Composición del parque según su antigüedad

la proporción de bajas de vehículos según su segmento de antigüedad con respecto al parque del mismo segmento de antigüedad (figura 5.4):

Bt,j/Pt,j

0%

2%

4%

6%

8%

10%

12%

1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998

UPM-IOL

Menos de 10 años

Entre 10 y 20 años

Más de 20 años

Figura 5.4. Evolución de las bajas según su antigüedad

En la tabla 5.4 se indican estos valores con sus respectivos intervalos de confianza, IC, al 95%.


j Antigüedad Pt,j/Pt IC Bt,j/Pt,j: IC 1 <10 0,631 0,008 0,007 0,0003 2 10-20 0,291 0,018 0,085 0,010 3 >20 0,078 0,014 0,070 0,006


Tabla 5.4. Coeficientes para la previsión de bajas por segmentos La aplicación de estos indicadores al parque actual, cuyo crecimiento se ha estimado previamente en 525.000 vehículos año da lugar a las previsiones que aparecen en la tabla 5.5.

Año 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 Mínimo 600000 610000 625000 635000 650000 660000 675000 Esperado 700000 720000 740000 765000 785000 805000 825000 Máximo 800000 830000 860000 890000 920000 950000 980000


Tabla 5.5. Previsión de bajas Al ser amplios los intervalos de confianza para los coeficientes de los vehículos de mayor antigüedad (para Pt,j/Pt y Bt,j/Pt,j suponen un 18% y un 9%, respectivamente del parámetro en cuestión) y para el coeficiente Bt,j/Pt,j del parque entre 10 y 20 años de antigüedad (12%), como se aprecia en la tabla 5.4, la variabilidad esperada respecto a estas previsiones, representada en la figura 5.5 también será amplia y, lógicamente, motivada por la variabilidad de los datos de partida.

UPM-IOL

0

100000

200000

300000

400000

500000

600000

700000

800000

900000

1000000

1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

Figura 5.5. Previsión de bajas


5.1.2. Dispersión geográfica de los vehículos fuera de uso

Para la presentación geográfica de diferentes tipos de provincias españolas, en los mapas con estas clasificaciones se destacan: En blanco las provincias en las que el valor representado no alcanza el 50% de la media de todas las provincias

Rayadas en tono claro las provincias en las que el valor representado está entre 50% y el valor de la media de todas las provincias

Rayadas en tono claro las provincias en las que el valor representado está entre la media de todas las provincias y un 50% más

En negro las provincias en las que el valor representado supera en más del 50% al valor de la media de todas las provincias

En el caso de la generación de VFU, es de esperar que los 800000 vehículos fuera de uso estimados (año 2006) se distribuyan como muestra el mapa 5.1 (fuente de datos: DGT), donde se toma como referencia una media de 16000 VFU por provincia.


Mapa 5.1. Generación de vehículos fuera de uso año 2006 Dada la importancia del transporte en este estudio, a partir de estas cifras absolutas se ha elaborado un mapa de densidad de generación de VFU. Así, tomando como referencia una densidad media en España de 1,6 VFU/Km2, en el mapa 5.2 se aprecia la dispersión geográfica correspondiente.


Mapa 5.2. Densidad de vehículos fuera de uso año 2006 En este mapa 5.2 se puede apreciar que la dispersión existente en España respecto a densidad de generación de VFU es mayor que respecto a su cifra absoluta. El número de provincias que tienen una densidad notablemente mayor o menor que la media es mucho mayor. Esto indica que el desequilibrio existente en España en cuanto a la densidad de generación de residuos es mayor si tenemos en cuenta la extensión geográfica de las distintas provincias.

5.1.3. Dispersión geográfica de la producción de residuos

La producción de residuos de VFU se realiza en las plantas fragmentadoras, que recogen VFU de diferentes orígenes. De acuerdo con la información facilitada por FER, el parque de plantas fragmentadoras existente en España aparece localizado por provincias en el mapa 5.3. Las plantas fragmentadoras han sido codificadas de la siguiente forma:


En primer lugar con una F que identifica la planta como cementera

A continuación, hasta dos dígitos con la abreviatura de la provincia en la que se encuentra

Finalmente, un número de orden dentro de la provincia para aquellas en las que exista más de una planta

− Un número de orden adicional, en aquellos casos en los que exista más de una planta en una provincia

En el mapa 5.3, se identifica que las provincias o zonas con un mayor número de fragmentadoras corresponden a provincias o zonas de gran actividad y población (Madrid, Barcelona, Sevilla, Valencia y zona País Vasco-Navarra).

Fuente: FER

Mapa 5.3. Plantas fragmentadoras en España De cara a la estimación de la dispersión geográfica de la producción de residuos provenientes de la fragmentación de vehículos fuera de uso, FER ha facilitado datos de producción de residuos para 16 de las 19 plantas a considerar. Estos datos han servido para determinar el peso relativo de estas plantas. Para las 3 instalaciones de las que se carecía de esta información, se


ha establecido su peso según su potencia respecto a la potencia total instalada en el conjunto de las fragmentadoras. De esta manera, en el mapa 5.4 puede apreciarse la coherencia en la instalación de las plantas fragmentadoras, tanto en lo referente a localización como a peso relativo, respecto a la densidad de generación de vehículos fuera de uso en España. En efecto, en todas las provincias peninsulares con una densidad de vehículos muy alta existe una planta fragmentadora, excepto en Pontevedra, Alicante y Málaga, para las cuales se encuentra una fragmentadora en una provincia limítrofe (Coruña, Valencia y Sevilla, respectivamente). Por otra parte, todas las fragmentadoras se ubican en provincias de muy alta o alta densidad, excepto los casos de Granada, Navarra y Zaragoza, que son de baja densidad, y, especialmente, el caso de Palencia, de muy baja densidad. El caso de Navarra se interpreta como complemento a una zona (País Vasco) de muy alta densidad, y los de Granada, Palencia y Zaragoza corresponden a amplias zonas geográficas de baja densidad.

Mapa 5.4. Producción de plantas fragmentadoras españolas La longitud de las barras asociadas a cada instalación en el mapa 5.4, proporcional a su


importancia relativa en lo que a producción de residuos se refiere, pone de manifiesto de nuevo la concordancia entre la generación de VFU y la producción de sus residuos de fragmentación. De cara al estudio de escenarios en los años 2000 y 2006, se han proyectado las previsiones de bajas de automóviles bajo las siguientes hipótesis (información proporcionada por FER): Peso medio de un vehículo fuera de uso: 850 kg

Residuo ligero de fragmentación resultante de un VFU: 20%

Esto da lugar a las cifras de producción total española de residuo de fragmentación de VFU que aparecen en la tabla 5.6, con la distribución geográfica por plantas observadas en los mapas 5.3 y 5.4. 2000 2006 Mínimo Esperado Máximo Mínimo Esperado Máximo

VFU generados 600000 700000 800000 675000 825000 980000 t/año de residuo de VFU 100000 120000 135000 115000 140000 165000


Tabla 5.6. Previsión de generación de residuos de VFU

5.2. PRODUCCIÓN DE NEUMÁTICOS

En el caso de los residuos provenientes de neumáticos, es muy importante tener en cuenta que los neumáticos provenientes de vehículos fuera de uso, objeto de este estudio, representan una parte muy pequeña respecto a los neumáticos provenientes de reposición. Este último tipo de neumáticos queda fuera del alcance del presente estudio. La multitud de puntos de origen de distinto carácter los harían objeto de un estudio de características diferentes. Para los neumáticos provenientes de VFU se ha estimado un peso por vehículo de 30Kg (fuente: ANFAC), lo que da lugar a las estimaciones que aparecen en la tabla 5.7.

2000 2006 Mínimo Esperado Máximo Mínimo Esperado Máximo

VFU generados 600000 700000 800000 675000 825000 980000 t/año de residuo de VFU 18000 21000 24000 20000 25000 30000


Tabla 5.7. Previsión de generación de neumáticos provenientes de VFU

6. Valorización en hornos de cementeras Página 50

6. VALORIZACIÓN EN HORNOS DE CEMENTERAS

La información de los apartados 6.1 a 6.5 ha sido aportada por OFICEMEN. El apartado 6.6 ha sido realizado por ARTHUR ANDERSEN a partir de los datos de partida aportados por OFICEMEN. Finalmente, el apartado 6.7 ha sido realizado por la UPM.

6.1. DESCRIPCIÓN DE LA TECNOLOGÍA EMPLEADA

6.1.1. Introducción

El cemento es un producto de construcción básico que se obtiene del procesado de minerales, mediante una secuencia de 1. Obtención, preparación y molienda de materias primas (caliza, arcilla y marga

principalmente)

2. Cocción de las mismas en hornos para obtener un producto intermedio denominado clínker

3. Molienda final de éste con yeso y otras adiciones para obtener cemento Sus características de conglomerante hidráulico permiten que fragüe y endurezca cuando se amasa con agua y áridos, lo que ha hecho de los productos derivados del cemento (hormigón, prefabricados y morteros) materiales indispensables para la construcción de puertos, carreteras, puentes, presas, viviendas, escuelas, hospitales, etc. El proceso industrial de cocción en hornos rotatorios que forma parte de la fabricación de cemento aporta la posibilidad de emplear residuos como combustibles alternativos en substitución de los tradicionales. En la Unión Europea hay 250 fábricas de cemento, que utilizan en su conjunto cerca de tres millones de toneladas de residuos como combustibles alternativos, lo que representa más del 10 % de los combustibles utilizados. Sin embargo, hay enormes diferencias entre países, e incluso entre fábricas de un mismo país. Algunas fábricas austríacas, belgas, francesas, alemanas superan con creces el 50 % de substitución, dando lugar a una media para esos países de aproximadamente el 20 %. Mientras, en otros países como España, Irlanda, Luxemburgo e Italia, los combustibles alternativos tienen una aportación muy baja (pe. <1% en España). Esta parte del proyecto “Valorización Energética de Residuos de Fragmentación y Provenientes de Vehículos Fuera de Uso” analiza las posibilidades de utilizar los dos residuos mencionados como combustibles alternativos en la fabricación de cemento, explorando pros y


contras, y la experiencia acumulada en otros países de la Unión Europea en esta materia.

6.1.2. Fabricación de cemento

PROCESO DE FABRICACIÓN DE CEMENTO La producción mundial de cemento se sitúa en una cifra aproximada de 1.500 millones de toneladas al año (ver Figura 6.1.).

Figura 6.1. Producción mundial de cemento (1995) En la Unión Europea el cemento se fabrica en más de 250 plantas, repartidas entre los 15 países miembros, con una producción en torno a los 170 millones de toneladas al año. Italia, Alemania y España son los mayores productores de la Unión Europea (Figura 6.2.).

FABRICACIÓN DE CEMENTO EN EL MUNDOProducción de Cemento 1995 (1420 Mt)

Estados Unidos5%

China30%

Resto de Asia23%

Unión Europea12%

África4%

Resto de Europa10%

Japón7%

Resto América8%

Oceanía1%


Figura 6.2. Producción europea de cemento (1997)

La fabricación de cemento es una actividad industrial de procesado de minerales. Se divide en tres etapas básicas: 1. Obtención, preparación y molienda de materias primas (caliza, marga, arcilla, pizarra, etc.)

que aportan los siguientes compuestos minerales: carbonato cálcico (CaCO3), óxido de silicio (SiO2), óxido de aluminio (Al2O3) y óxido de hierro (Fe2O3). Se obtiene una mezcla pulverulenta de los minerales denominada crudo o harina

2. Cocción del crudo en hornos rotatorios hasta alcanzar una temperatura del material cercana

a los 1450 ºC, para ser enfriado bruscamente y obtener un producto intermedio denominado clínker

3. Molienda del clínker con otros componentes: yeso (regulador de fraguado) y adiciones

(escorias de alto horno, cenizas volantes, caliza, puzolanas), para dar lugar a los distintos tipos de cemento

En función de cómo se procesa el material antes de su entrada en el horno de clínker, se distinguen cuatro tipos de proceso de fabricación: vía seca, vía semi-seca, vía semi-húmeda y vía húmeda (Figura 6.3.). En el proceso vía seca, la materia prima es introducida en el horno en forma seca, pulverulenta. El sistema del horno comprende una torre de ciclones para intercambio de calor en la que se

FABRICACIÓN DE CEMENTO EN LA UNIÓN EUROPEA(Producción 1997, kt)

3 .8 1 0

8 .0 5 2

2 .1 0 8 1 .0 9 4

1 9 .7 4 3

3 1 .2 2 8

1 4 .9 8 2

2 .1 0 0

3 4 .5 0 9

1 .1 2 03 .2 3 0

9 .3 9 5

2 9 .6 9 3

2 .2 5 3

1 2 .6 3 8

0

5.000

10.000

15.000

20.000

25.000

30.000

35.000

40.000

Austria

Bélgica

Dinamarca

Finlandia

Francia

Alemania

Grecia

Irlanda

Italia

Luxemburgo

Holanda

Portugal

España

Suecia

Reino Unido

Gráfico 2


precalienta el material en contacto con los gases provenientes del horno rotatorio. El proceso de descarbonatación de la caliza (calcinación) puede estar casi completado antes de la entrada del material en el horno si se instala una cámara de combustión a la que se añade parte del combustible (precalcinador). En el proceso vía húmeda, utilizado normalmente para materias primas de alto contenido en humedad, el material de alimentación se prepara mediante molienda húmeda y la pasta resultante, con contenido de agua de un 30-40 %, es alimentada en el extremo más elevado del horno inclinado. En los procesos vía semi-seca y semi-húmeda, el material de alimentación se obtiene añadiendo o eliminando agua (filtros prensa), respectivamente, de forma que se obtienen “pellets” con un 15-20 % de humedad que son depositados en parrillas móviles a través de las cuales se hacen circular los gases calientes provenientes del horno rotatorio. En la actualidad, en torno al 78 % de la producción de cemento en Europa se realiza en hornos de vía seca; otro 16 % se realiza en hornos vía semi-seca o semi-húmeda; y un 6 % de la producción europea se realiza mediante vía húmeda. En España, de los cerca de 60 hornos existentes, 6 son de vía húmeda, 4 de vía semi-seca, y el resto de vía seca. En todos los casos, los gases circulan en sentido contrario al avance de los materiales (contracorriente). El flujo de los gases está forzado mediante aspiración de un ventilador o exhaustor, que mantiene todo el horno a presión inferior a la atmosférica (depresión).


Figura 6.3. Esquema de fabricación de cemento

N2 1.550 kg

CO2 700 kg (descarbonatación + combustión)

O2 250 kg

H2O* 50 kg

NOx, SO2 < 5 kg -- Exceso enfriamiento Clinker

1.200 kg

Relación Clinker/Cemento = 0,8Consumo energético = 850 kcal/kg ClinkerCombustible Potencia Calorífica = 7.500 kcal/kg


Figura 6.4. Balance de masas para fabricación de 1t de cemento

CONSUMO DE ENERGÍA La fabricación de cemento es un proceso intensivo en energía. En función de las materias primas y el proceso de fabricación, el consumo de combustibles en el horno de clínker se sitúa entre 3000 y 5500 MJ/t - de clínker (700 – 1300 kcal/kg). Los combustibles utilizados tradicionalmente son el carbón, el coque de petróleo y el fuelóleo (Tabla 6.1.).

Combustibles Porcentaje Carbón 11 Coque de Petróleo 84 Fuelóleo 4 Otros combustibles < 1

Tabla 6.1. Consumo de combustibles en la industria cementera española (1998)

El consumo de energía eléctrica se destina en su mayor parte a las operaciones de molienda, tanto de las materias primas previo a su cocción, como en la molienda conjunta del clínker y otros minerales para dar lugar al cemento. Estas dos operaciones suponen aproximadamente el 75 % de la electricidad consumida en la fábrica; el resto se emplea en transporte de materiales y en impulsión de gases. El consumo total se sitúa aproximadamente entre 90 y 120 kwh/t de cemento, en función de la tecnología utilizada y del tipo de cemento fabricado.


Los costes energéticos de combustible y energía eléctrica suman más del 30 % de los costes de fabricación, por lo que la reducción del consumo de energía y la diversificación de las de las fuentes energéticas son factores clave para la competitividad de las empresas cementeras.

6.2. PLANTAS Y CAPACIDADES

En este apartado se presenta el conjunto de plantas cementeras existentes en España en las que se podría realizar la valorización energética de residuos de fragmentación y neumáticos provenientes de vehículos fuera de uso. Asimismo, se analiza: − La distribución geográfica de las plantas cementeras con sus principales características

técnicas − La disponibilidad y capacidad de las plantas cementeras para la valorización energética

de residuos de fragmentación y neumáticos provenientes de vehículos fuera de uso Para caracterizar este colectivo se ha utilizado la siguiente información suministrada por OFICEMEN: − Información con carácter general:

� Consumo calorífico tipo en la fabricación: 850 kcal/kg de clínker � Poder calorífico del combustible tipo: 7500 kcal/kg � Potencia calorífica de diferentes tipos de combustible � Relación clínker/cemento: 0,8 � Costes de inversión en una cementera para su operación con combustibles

alternativos: entre 200 y 300 millones de pesetas � Costes de combustibles convencionales: entre 0,5 y 1 pta/termia (estos costes serán

utilizados para determinar el valor de los residuos como combustible en sustitución de combustibles convencionales)

� Costes de operación y mantenimiento: entre 0,5 y 1 pta/kg � Porcentajes admisibles de utilización de combustibles alternativos: 5% para el año

2000, 10% para el año 2006 − Información relativa a cada planta cementera:

� Dirección, localidad, provincia y comunidad autónoma � Capacidad de fabricación de clínker para cemento gris y blanco (en toneladas diarias) � Número de hornos � Consumo anual de cada uno de los 10 tipos de combustible considerados (datos

referentes al año 1998)


6.2.1. Plantas de fabricación de cemento en España

Este estudio abarca sólo las instalaciones y los flujos en el ámbito peninsular español. Las cementeras han sido codificadas de la siguiente forma: En primer lugar con una C, que identifica la planta como cementera. A continuación, hasta dos dígitos con la abreviatura de la provincia en la que se encuentra. Finalmente, un número de orden dentro de la provincia para aquellas en las que exista más de una planta

En la Tabla 6.2. aparece la relación de cementeras considerada con su código (cod), su localización (localidad y provincia), su capacidad de fabricación de clínker (t/día) y se marca si en la instalación se fabrica cemento blanco (blanco) y si hay hornos de vía húmeda (húm).


Cod. Localidad Provincia Blanco Húm. T/día

CA SAN VICENTE DEL RASPEIG ALICANTE Sí No 3300 CAL1 CARBONERAS ALMERIA No No 3100 CAL2 GADOR ALMERIA No No 1800 CAS ABOÑO ASTURIAS Sí Sí 3500 CB1 SANTA MARGARIDA I ELS MONJOS BARCELONA No No 5800 CB2 SANT VICENÇ DELS HORTS BARCELONA No No 4400 CB3 SANT FELIU DE LLOBREGAT BARCELONA No No 3700 CB4 VALLCARCA BARCELONA No No 3250 CB5 MONTCADA I REIXAC BARCELONA No No 2000 CCA JEREZ CADIZ No No 1900 CCO CORDOBA CORDOBA No No 1500 CGU SAN SEBASTIAN GUIPUZCOA No No 1850 CH NIEBLA HUELVA No No 900 CJ TORREDONJIMENO JAEN No No 700 CLE1 TORAL DE LOS VADOS LEON No No 2100 CLE2 LA ROBLA LEON Sí Sí 1300 CLU OURAL LUGO No No 1100 CM MORATA DE TAJUÑA MADRID Sí No 4550 CMA MALAGA MALAGA No No 3000 CMU LORCA MURCIA No No 1850 CNA OLAGAZUTIA NAVARRA No No 3100 CPA VENTA DE BAÑOS PALENCIA No No 1700 CS MATAPORQUERA SANTANDER No No 1350 CSE ALCALA DE GUADAIRA SEVILLA No No 3000 CT ALCANAR TARRAGONA No No 5300 CTO1 VILLALUENGA DE LA SAGRA TOLEDO No No 4600 CTO2 CASTILLEJO-AÑOVER TOLEDO No No 4200 CTO3 YELES TOLEDO No No 1640 CV1 PUERTO DE SAGUNTO VALENCIA Sí No 3330 CV2 BUÑOL VALENCIA Sí No 4050 CVI1 LEMONA VIZCAYA No No 1900 CVI2 ARRIGORRIAGA VIZCAYA No No 1525 CZ MORATA DE JALON ZARAGOZA No No 2850 Total 90145

Tabla 6.2. Plantas cementeras en España. Fuente: OFICEMEN.


Mapa 6.1. Plantas cementeras en España. Fuente: OFICEMEN

La localización de las cementeras de la tabla 6.2. se muestra en el Mapa 6.1, en la que: − Se han ampliado tres zonas (Barcelona, Vizcaya y Madrid-Toledo) en las que existe una

alta densidad de cementeras que dificulta su visualización en un mapa general − Se ha añadido una “H” en el código de las dos cementeras que tienen hornos de vía

húmeda − El tamaño de los iconos que representan a las distintas cementeras es proporcional a su


capacidad de fabricación

6.2.2. Capacidad de valorización energética de residuos

Para poder establecer el potencial de una instalación cementera para la valorización energética de residuos es necesario determinar su consumo energético. Para ello, OFICEMEN ha facilitado, para cada una de las 33 cementeras ya relacionadas, su consumo durante el año 1998 de 10 tipos de combustible: hulla, antracita, coque, madera, neumáticos, serrín, fuel, gasóleo, gas y aceite, y los correspondientes valores de poder calorífico de cada uno de ellos (PCk, con k=1,...,10). Si se denomina CCjk al consumo en la instalación j del combustible k (con j=1,...,33 y k=1,...,10) durante el año 1998, en cada cementera j, el consumo energético en 1998, CCj, será:

∑=

⋅=10

1kkjkj PCCCCC

valores que se presentan, en millones de termias, en la Tabla 6.2. Asimismo, en esta tabla se ha incluido la tasa de utilización teórica de cada cementera (TUj), resultado de dividir el consumo energético real registrado (CCj) por el que resultaría de la utilización de toda la capacidad de la instalación (CAPj, en tm de clínker/día), durante los 365 días del año, con el consumo tipo de fabricación de clínker (850 kcal/kg).

36585,0CAP

CCTU

j

jj

⋅⋅=

Finalmente, para establecer la capacidad de las plantas cementeras para la valorización energética de residuos del automóvil, se ha utilizado el poder calorífico determinado en este proyecto para el residuo ligero de la fragmentación de vehículos fuera de uso: 4200 kcal/kg. Este valor se ha rectificado mediante la correspondiente proporción de neumáticos procedentes de vehículos fuera de uso (8000 kcal/kg), lo que conduce a un poder calorífico conjunto de 4960 kcal/kg. De acuerdo con las estimaciones de OFICEMEN acerca de la proporción máxima que podrían representar los residuos de vehículos fuera de uso respecto al combustible a utilizar en las cementeras a corto y a medio plazo, se ha establecido que este máximo admisible sea del 5% para el escenario del año 2000 y aumente al 10% para el año 2006. Los valores de toneladas anuales que podría valorizar cada planta a corto plazo (d2000) y a medio plazo (d2006) se incluyen también en la tabla 6.3. Por la forma en que se han determinado estos valores, obsérvese que se ha supuesto que la capacidad de admisión de residuos de una cementera es


proporcional a su consumo energético.

Cod. CCj TUj d2000 d2006

CA 910 89% 10800 21600 CAL1 750 78% 8900 17800 CAL2 470 84% 5600 11100 CAS 1050 97% 12600 25100 CB1 1310 73% 15600 31200 CB2 910 67% 10900 21800 CB3 820 82% 9800 19600 CB4 600 52% 7100 14200 CB5 380 61% 4500 9100 CCA 520 87% 6100 12300 CCO 370 80% 4400 8800 CGU 350 60% 4100 8300 CH 270 97% 3200 6400 CJ 200 93% 2400 4800 CLE1 520 80% 6200 12400 CLE2 520 130% 6200 12400 CLU 310 91% 3700 7400 CM 960 68% 11400 22800 CMA 700 75% 8300 16700 CMU 420 74% 5100 10100 CNA 570 59% 6800 13600 CPA 390 74% 4700 9300 CS 340 81% 4100 8100 CSE 690 74% 8200 16500 CT 1490 91% 17700 35500 CTO1 1070 75% 12700 25400 CTO2 990 76% 11800 23500 CTO3 370 73% 4400 8800 CV1 1410 137% 16800 33600 CV2 860 69% 10300 20500 CVI1 380 65% 4600 9200 CVI2 320 67% 3800 7600 CZ 490 56% 5900 11700 Total: 22000 259000 517000

Tabla 6.3. Capacidad de las cementeras para la valorización energética. Fuente: UPM-IOL

Como se puede observar, dos de los valores de tasa de utilización TUj de tabla 6.3. son mayores del 100% y, por lo tanto, aparentemente inconsistentes. Hay que hacer notar que en


estos dos casos se trata de instalaciones que, además de cemento gris, también fabrican cemento blanco. Como la referencia del consumo tipo de fabricación se ha realizado sólo con las cifras de fabricación de cemento gris, estos valores altos de consumo energético están justificados.

Mapa 6.2. Localización de plantas cementeras preseleccionadas y fragmentadoras. Elaboración: UPM-IOL

Con respecto a la capacidad de las cementeras para la valorización energética de residuos de


vehículos fuera de uso, debe hacerse notar que la capacidad de valorización del conjunto de cementeras es más que suficiente para absorber los residuos del automóvil, tanto en el año2000 (una capacidad de 260000 t/año para una generación de 120000 t/año) como en el 2006 (una capacidad de 515000 t/año para una generación de 145000 t/año). Debido a esta circunstancia, en el mapa 6.2 se representan únicamente las cementeras que distan menos de 200 km de la fragmentadora más próxima (se descartan, por tanto, CA, CLE1, CLE2, CMU, CS y CT), ya que la capacidad de las plantas indicadas en la figura es más que suficiente para la totalidad de los residuos anuales: todavía tienen una capacidad conjunta de 203000 y 407000 toneladas anuales para los años 2000 y 2006, respectivamente. Así pues, desde el punto de vista geográfico y de capacidad, el conjunto de plantas cementeras en España se presenta como una alternativa factible para la valorización energética de residuos provenientes de fragmentadora.

6.3. REQUERIMIENTOS TÉCNICOS

CONDICIONES TERMOQUÍMICAS DE LOS HORNOS DE CLÍNKER

La combustión en el horno de clínker tiene lugar en una o dos zonas, en función de la tecnología empleada: a) En el mechero principal, presente en todos los hornos, situado en la parte más baja del

horno rotatorio. La llama alcanza una temperatura cercana a los 2000 º C. Los gases de combustión se mantienen a más de 1200 ºC durante un tiempo superior a 5 segundos, en atmósfera oxidante.

b) En la zona del horno en que se produce la descarbonatación de la caliza (calcinación), en la que la combustión se realiza a temperaturas cercanas a los 1200 º C, manteniéndose una temperatura superior a 850 º C durante unos 3 segundos.

La ubicación concreta de la segunda zona de combustión varía para distintas tipologías de hornos: − Los hornos más modernos disponen de cámaras de combustión en la parte baja de la torre

de ciclones (precalcinador), donde se realiza la combustión con aporte de aire caliente proveniente del enfriador de clínker. Algunos hornos disponen de precalcinador sin aporte de aire terciario, por lo que la combustión se realiza con el exceso de oxígeno proveniente del mechero principal

− En hornos vía seca que no disponen de precalcinador o en hornos vía semiseca o semihúmeda, la combustión puede realizarse en la primera zona del horno rotatorio. Este


sistema está especialmente indicado para combustibles densos y alimentados en tamaños relativamente grandes (pe.: neumáticos enteros o troceados, figura 6.5.)

− En hornos vía húmeda o en hornos largos, la alimentación de combustibles alternativos puede realizarse en una zona adecuada del horno rotatorio (sistema patentado ‘Mid Kiln’, Figura 6.6.). La apertura realizada en el horno rotatorio y el sistema de compuertas permite que se pueda alimentar combustible en cada rotación del horno

Figura 6.5. Alimentación de neumáticos

M0,65 x 60,3 m , 1 m/s

21º

Capacidad: 185 m3

20 kg/min = 1,2 t/h

Pre-calentador

M

0,8 x 0,4 m

1.500 t/d

3.270 kJ/kg

- 20 % Combustible sustituido

- CV de Neumáticos troceados = 29 MJ/kg


Figura 6.6. Esquema de funcionamiento del sistema "Mid Kiln". Fuente: HISALBA 1998

En las condiciones de combustión descritas, los compuestos orgánicos contenidos en los residuos son destruidos, dando como resultado la formación de CO2 y H2O. La energía liberada en la combustión se aprovecha en el proceso de fabricación de clínker.

Por otra parte, los combustibles alternativos pueden aportar minerales que contribuyan a formar los compuestos del clínker. Los neumáticos usados, por ejemplo, además de energía aportan hierro para la composición del clínker. En este caso, además de la valorización energética, la materia prima contenida en el residuo se recicla en el clínker.

Rotation

Flap closed

Loading position for tire

Free opening 0,33 x 0,91 m

Flap opens

tire discharged

3,66 m

Loading position for tire


REQUERIMIENTOS TÉCNICOS La utilización de residuos y subproductos como combustibles alternativos en el horno de clínker está condicionada a que se cumplan los siguientes requisitos: − No debe perjudicar el comportamiento ambiental de la instalación ni suponer un peligro

para los trabajadores − Debe ser compatible con la operación de la fábrica − No debe afectar en modo alguno a la calidad del cemento Las limitaciones en cuanto a los tipos y cantidades de residuos utilizables derivan de los considerandos anteriores. La formación de cloruros y sulfatos alcalinos puede provocar atascos en los conductos del horno, en concreto en la torre de ciclones, por lo que este aspecto deberá tenerse muy en cuenta en el diseño de la valorización de residuos. El contenido en cloro en el cemento está limitado al 0,1 % en peso, por lo que debe garantizarse que el empleo de combustibles alternativos permite cumplir con esta limitación. Tampoco pueden tratarse residuos radioactivos. Aunque no hay limitaciones tecnológicas que lo justifiquen, las empresas cementeras son reacias a utilizar residuos orgánicos de origen sanitario u hospitalario. POTENCIAL DE SUSTITUCIÓN. EXPERIENCIA INTERNACIONAL El empleo de combustibles alternativos es una práctica asentada en la mayoría de los países desarrollados desde hace más de diez años, entre los que destacan por el nivel de substitución con residuos: Japón, Suiza, Estados Unidos, Bélgica, Alemania y Francia. En la actualidad, más del 10 % de los combustibles utilizados en la industria cementera de la Unión Europea son alternativos. Aproximadamente un tercio de los hornos de cemento instalados (unos 150 de los casi 450 existentes) emplean combustibles alternativos, con un consumo total equivalente a cerca de 3 millones de toneladas de carbón. El nivel de substitución mantiene una tendencia creciente, y en algunas regiones se ha superado la cifra del 50 %. El potencial de substitución con combustibles alternativos podría alcanzar la práctica totalidad de la energía utilizada, cerca de 30 millones de toneladas de combustible al año. No es de esperar que se alcance la cifra máxima mencionada, pero sí que se alcance en los próximos años una media para la Unión Europea de un 20 %, equivalente a unos 6 millones de toneladas de residuos orgánicos al año. En la Tabla 6.4. podemos ver las cantidades empleadas de algunos residuos y los países en los


que más se utilizan.

RESIDUO PAÍSES CON MAYOR UTILIZACIÓN TOTAL (t)

Combustibles líquidos (aceites, disolventes,

pinturas)

Austria, Bélgica, Francia, Alemania, Italia, Reino Unido

600.000

Neumáticos usados Austria, Francia, Alemania, Italia, Suecia, Reino Unido

450.000

Residuos de Papel Austria, Bélgica, Francia 200.000

Residuos de Plástico Austria, Bélgica, Francia, Alemania, Italia, Suecia

250.000

Tabla 6.4. Ejemplos de residuos utilizados en la Unión Europea en 1997.Fuente:

Cembureau, British Cement Association, Oficemen Además de los residuos relacionados en la tabla 4, las fábricas de cemento de la Unión Europea emplean como combustibles alternativos residuos agrícolas, de la industria del caucho, lodos industriales, residuos de madera, y otros que cumplen con los requisitos mencionados en capítulos anteriores. En el caso de España, existen cerca de 60 hornos de clínker, repartidos en 14 Comunidades Autónomas (únicamente Canarias, Extremadura y La Rioja carecen de hornos de clínker), que consumen más de 3 millones de toneladas de combustible al año, de los cuales menos del 1 % son residuos. Alcanzar la media europea del 10 % de substitución supondría quemar en los hornos cementeros españoles más de 300.000 toneladas de residuos al año. MANIPULACIÓN DE COMBUSTIBLES ALTERNATIVOS Aunque existen ejemplos de utilización de gases residuales como combustibles en fábricas de cemento, la práctica totalidad de los combustibles alternativos empleados en las fábricas de cemento son sólidos o líquidos. Los combustibles sólidos (neumáticos, papel, plástico) se someten a tratamientos que incluyen la adecuación del tamaño mediante trituración o corte, para adaptar el residuo a las instalaciones de almacenamiento, manipulación y combustión de la fábrica de cemento. Los combustibles líquidos (lubricantes, disolventes, etc.) pueden en su mayoría alimentarse al horno en su composición original, aunque normalmente se les somete a procesos de mezcla y homogeneización en plantas específicamente diseñadas (plantas de ‘blending’), con el fin de optimizar la combustión en el horno, tanto desde un punto de vista de operación del mismo como de su comportamiento ambiental.


RECEPCIÓN ALMACENAMIENTO ALIMENTACIÓN CONTROL

Residuos Líquidos

Tanques Depósitos

Transporte Hidráulico Inyección al Horno

Caudal de residuo Condiciones de combustión:

- Temperatura - Oxígeno

Residuos Sólidos Gruesos

Acopios Naves

Transporte Mecánico Alimentación gravimétrica

Emisiones:

- Partículas - SO2

Residuos Sólidos Finos

Inspección

Toma de Muestras

Análisis (si procede)

Naves

Silos

Tolvas

Transporte mecánico y/o neumático

Alimentación gravimétrica o inyección por aire

- NOx - HCI, HF - Metales pesados -COV

Tabla 6.5 Esquema de gestión de combustibles alternativos en fábrica

6.4. RESULTADOS DE LA VALORIZACIÓN

6.4.1. Valorización de NFU

Los neumáticos usados pueden utilizarse en el horno de clínker enteros o troceados. La elección depende de consideraciones específicas para cada horno concreto, que incluyen cuestiones como la operación del horno, la logística de transporte de los neumáticos usados, las inversiones a realizar, etc. Los neumáticos llegan normalmente a la fábrica de cemento preparados para su alimentación al horno, puesto que la selección y el troceado se realizan en instalaciones de gestión de neumáticos. Los neumáticos se descargan en acopios preparados para este tipo de residuos, con capacidad


equivalente a varios días de funcionamiento de la instalación. Los acopios de neumáticos disponen de sistemas de protección contra incendios y de prevención de la contaminación de las aguas. Desde el acopio se alimentan las tolvas intermedias mediante puentes grúa o palas mecánicas. Los neumáticos se extraen de la tolva para alimentar las cintas que los transportarán hasta el punto de entrada al horno. El transporte mecánico de los neumáticos incluye transportadores de rodillos, cintas de goma, elevadores de uña, etc.; e incorpora en la cadena de transporte la instalación de pesaje que permitirá la adecuada dosificación de los neumáticos. El neumático usado se incorpora siempre en la zona que hemos llamado de descarbonatación (ver Figuras 6.5. y 6.6.), y su entrada al horno se realiza por gravedad, con sistemas de válvulas que reducen en la medida de lo posible la entrada de aire exterior al horno. La alimentación al horno se realiza únicamente cuando las condiciones de combustión y el funcionamiento de los filtros garantizan la destrucción de los compuestos orgánicos presentes en los neumáticos y el cumplimiento de los límites de emisión a la atmósfera. Se controlan de forma continua con equipos automáticos tanto las condiciones de la llama (temperatura y contenido en oxígeno), como las emisiones a la atmósfera. En España, tres fábricas de cemento utilizan de forma habitual neumáticos usados como combustible alternativo: las ubicadas en Lemona y Jerez de la Frontera consumen neumáticos troceados, mientras que la de Lorca utiliza neumáticos enteros mediante el sistema “mid-kiln” (Figura 6.6.). En el año 1999, el consumo de neumáticos usados en las tres fábricas mencionadas sumó un total de 12000 toneladas.

6.4.2. Valorización de RLF

Así como la utilización de neumáticos usados está muy asentada en la industria cementera europea, la combustión de residuos de fragmentación de vehículos fuera de uso no tienen ni mucho menos el mismo nivel de implantación. Se trata de un residuo de muy baja densidad que presenta dificultades en su manipulación y un coste de transporte relativamente importante. En el marco del proyecto ATYCA se realizaron pruebas de combustión en la fábrica de cemento de HISALBA en Jerez de la Frontera (Cádiz). Se utilizaron un total de 12 toneladas de residuo ligero de fragmentación de vehículos provenientes de la fragmentadora de Alcalá de Guadaira.


La fábrica de cemento de Jerez dispone de un horno de vía seca con intercambiador de calor de cuatro etapas, que se alimentó durante 24 horas con un caudal de 500 kg a la hora de residuo ligero de fragmentación, en substitución del coque de petróleo utilizado como combustible fósil convencional. Las pruebas se realizaron alimentando el residuo mediante los equipos instalados en la fábrica para la combustión de neumáticos usados troceados, que la fábrica utiliza como combustible alternativo desde hace más de dos años. La alimentación de residuos al horno se realiza en la zona de entrada de materia prima al horno, en la parte inferior de la torre de ciclones. Durante estas pruebas preliminares no se observaron efectos negativos sobre el horno: las mediciones en continuo de los gases emitidos, los datos de operación de las instalaciones y los análisis realizados sobre el producto arrojaron valores que pueden considerarse satisfactorios, por lo que está previsto realizar nuevas pruebas de mayor duración y con diferentes caudales de alimentación de residuos que permitan corroborar los resultados obtenidos.


6.5. ASPECTOS MEDIOAMBIENTALES

Las autoridades ambientales competentes establecen en los permisos de las cementeras las limitaciones en cuanto a composición y cantidad de residuos, de forma que se garantice la compatibilidad ambiental de la actividad. Así, el principal impacto medioambiental de una cementera son las emisiones del horno de clínker. El horno de clínker no genera residuos, ni vertidos de agua. Tal y como se ha comentado anteriormente, la cocción de las materias primas en el horno de clínker tiene lugar en contacto directo de éstas con los gases de combustión que circulan en contracorriente. Las emisiones a la atmósfera provenientes del horno de cemento tienen su origen en las reacciones químicas y físicas provocadas por la cocción de las materias primas, y en los procesos de combustión. Antes de ser emitidos a la atmósfera, los gases provenientes de los hornos de clínker se desempolvan en filtros, y el polvo recogido se alimenta de nuevo al proceso de fabricación. Los constituyentes principales de los gases emitidos por el horno de cemento son nitrógeno proveniente del aire de combustión, CO2 proveniente de la descarbonatación de la caliza y de la combustión, agua proveniente de las materias primas y del proceso de combustión, y oxígeno (Figura 6.4.). Los gases emitidos a la atmósfera contienen también en pequeña proporción partículas, dióxido de azufre, óxidos de nitrógeno, monóxido de carbono, cloruros, fluoruros, compuestos orgánicos y metales pesados (Tabla 6.6.). La amplitud de los rangos de contenido en sustancias contaminantes de los gases de emisión de la tabla 2 tiene su origen en los siguientes aspectos: a) Las características mineralógicas y de composición química que tienen las materias primas

utilizadas en las fábricas, provenientes en su mayor parte de explotaciones mineras situadas en las inmediaciones.


b) Los tipos de proceso (vías) utilizadas para la fabricación de clínker.

Partículas 20 – 200 mg/Nm3 NOx 500 – 2.000 mg/Nm3 SO2 10 – 2.500 mg/Nm3 Compuestos Orgánicos (C) 10 – 100 mg/Nm3 CO 500 – 2.000 mg/Nm3 Fluoruro < 5 mg/Nm3 Cloruro < 25 mg/Nm3 Dioxinas y furanos < 0,1 ng/Nm3

Metales Pesados:

- Grupo I: Hg, Cd, TI.

- Grupo II: As, Co, Ni, Se, Te.

- Grupo III: Sb, Pb, Cr, Cu, Mn, V, Sn, Zn.

< 0,1 mg/Nm3

< 0,1 mg/Nm3

< 0,3 mg/Nm3

Tabla 6.6. Concentración de contaminantes en los gases del horno. Fuente: Asociación

Europea del Cemento, 1997 Las principales ventajas medioambientales derivadas del empleo de residuos como combustible alternativo en hornos de clínker son las siguientes: − Las altas temperaturas (hasta 2000 ºC) y los largos tiempos de residencia en atmósfera rica

en oxígeno garantizan la completa destrucción de los compuestos orgánicos presentes en los residuos

− En el caso de que el residuo contenga azufre o elementos halógenos, la combustión generará gases ácidos como el cloruro de hidrógeno y el óxido de azufre. Estos gases sulfurosos y halogenados son neutralizados y absorbidos por la materia prima, de naturaleza alcalina y se incorporan al cemento. Las sales inorgánicas formadas se incorporan al clínker

− La interacción de los gases de combustión con la materia prima presente en el horno garantiza que la parte no combustible del residuo queda retenida en el proceso y se incorpora al clínker de forma prácticamente irreversible

− No se generan residuos que deban ser tratados posteriormente, ni se afectan negativamente las emisiones a la atmósfera

− Se reduce el consumo de combustibles tradicionales no renovables, tales como el carbón o derivados del petróleo, lo que es una vía de diversificación de fuentes energéticas especialmente atractiva para países como España, con recursos energéticos propios escasos

Como se ha mencionado, los gases ácidos formados son absorbidos por la materia prima. Sin embargo, condición para lo anterior es que la cantidad de azufre o de halógenos no sea


excesiva. Así, cloro y fluor son dos elementos cuya concentración en el residuo debe controlarse cuidadosamente. El segundo aspecto a tener en cuenta son los metales. Estos, igual que ocurre con todos los demás elementos químicos, no se destruyen en los hornos industriales. Los metales incorporados al horno de cemento a través de las materias primas o de los combustibles estarán presentes en el clínker o en las emisiones a la atmósfera. Los numerosos estudios realizados sobre el comportamiento de los metales han demostrado que son retenidos mayoritariamente en el clínker. Salvo para metales relativamente volátiles como el mercurio y el talio, la retención alcanza cifras muy próximas al 100%, lo que garantiza que los metales emitidos a la atmósfera respetan rigurosamente los límites de emisión más estrictos. En cuanto a dichos metales volátiles, estos escapan a la acción del horno y son emitidos en parte a la atmósfera. Su contenido en los combustibles alternativos debe ser por tanto objeto de vigilancia y control. Como ya se ha mencionado, el empleo de NFU como combustible alternativo en cementeras ya está suficientemente asentado, y no presenta problemas técnicos ni medioambientales reseñables. En cuanto al RLF, como se indicó en el apartado 6.4.2., OFICEMEN indica que a la vista de las pruebas preliminares realizadas en cementeras, no se observan efectos medioambientales negativos.

6.6. ANÁLISIS COSTE BENEFICIO DE LA TECNOLOGÍA

La valorización energética de un residuo por parte de una cementera, así como por parte de las otras dos tecnologías evaluadas en el presente informe, conlleva como ya se ha reiterado una mejora medioambiental por no llevarse el residuo a vertedero. Esto supone ya para comenzar un ahorro económico debido a no pagar el canon de depósito en vertedero. Respecto a este canon, la siguiente información fue proporcionada en el último congreso del Bureau International de la Recuperation:

PAIS CANON (USA $/t) CANON MEDIO (USA $/t)

CANON MEDIO (pts/kg)

Reino Unido 40 40 7

Alemania 50-100 75 14

Dinamarca 80-100 90 17

Japón 90-120 105 19

España 0-50 25 5

Tabla 6.7. Precios de canones en paises representativos.

Puede observarse que en España, el canon es especialmente bajo, y la tendencia será sin


ninguna duda al alza, lo cual será un factor que apoyará la valorización energética del residuo. En concreto, actualmente el canon de vertido para residuos inertes como el RLF es 1,5 - 3 pts/kg y para neumáticos es 9 - 15 pts/kg. En este apartado, así como en los apartados 7.6 y 8.6 se llevará a cabo una descripción del análisis coste beneficio realizado respecto al residuo RLF. Sobre los neumáticos se harán algunas puntualizaciones, pero no se profundizará en su análisis económico. En el caso de las cementeras, el proceso de vertido de RLF (o de NFU) se sustituye por uno que puede esquematizarse, de cara a su análisis económico, del siguiente modo:

Figura 6.7. Esquema para el análisis coste beneficio de una cementera

Es decir, será necesario evaluar los costes asociados a la instalación de pretratamiento necesaria y los beneficios asociadas a la energía térmica generada en la combustión del residuo. Para la evaluación de estos, se dispone de los datos aportados por OFICEMEN. En cuanto a los NFU, las inversiones necesarias para su utilización como combustible alternativo en una fábrica de cemento se sitúa en cerca de 400 millones de pesetas para neumáticos enteros, y por debajo de los 200 millones de pesetas para neumáticos troceados. En cuanto al RLF, la instalación de pretratamiento incluirá recepción del RLF, selección y trituración, así como transportes entre estos. Se considerará que el sistema de alimentación del horno no requiere adaptaciones para este combustible (tolvas, cintas transportadoras, etc.) Así, se ha estimado el coste de la instalación de pretratamiento (instalaciones y obra civil) para una cementera con una capacidad de tratamiento de 15.000 t/año de RLF, en 200 - 300 millones pts. Tomaremos pues un valor medio de 250 millones pts. Debido a las dificultades en la preparación del residuo, sobre todo en lo que refiere a su trituración, se ha estimado un perído de amortización relativamente bajo, 5 años. Se hará una amortización lineal típica. Por otra parte, debido a la complejidad en la manipulación de este residuo, se ha supuesto un coste de operación y mantenimiento de 0,5 - 1 pts/kg (se considerará el valor medio). Para calcular el beneficio obtenido, se parte del precio que una cementera paga por termia (1

Instalación pretratamiento

Quemadores

Clinker

Energía térmica

Horno cementera

CombustibleDFVRLF


termia = 1.000 kcal) de energía térmica generada: 0,5 - 1 pts/termia. Consideraremos de nuevo el valor medio, 0,75 pts/termia. Teniendo en cuenta que según la caracterización realizada el poder calorífico superior del RLF es de 4200 kcal/kg, resulta:

kg

pts

termia

pts

kg

termia

kg

ptsBeneficio 15,375,02,4)( =⋅=

Con todo ello, tenemos la siguiente curva de ingresos netos por unidad de masa de RLF tratado:

4,2)/(

50000)/( −=

añotDFVtratadokgptsIngresos

La curva se representa en la siguiente gráfica.

Figura 6.8. Curva de ingresos netos para cada cantidad de RLF tratado anualmente

Puede observarse que el ingreso neto es negativo, esto es, para rentabilizar el proceso la cementera estará obligada a cobrar un canon de gestión de residuo. Este canon dependerá de en qué medida se pueda asegurar el abastecimiento de residuo a la planta, partiendo del hecho de que cuanto más próximo este dicho abastecimiento a la capacidad de pre-tratamiento de la cementera, menores serán los costes y menor el canon. Esta circunstancia se ve disminuida por el hecho de que la cementera puede y suele combinar la incorporación de diversos combustibles alternativos, con fines a mejorar técnica y medioambientalmente el proceso y con fines a hacerlo más rentable. Sin embargo, en el presente estudio nos vemos obligados a tratar el residuo RLF de forma totalmente independiente, por lo que no se considerarán aspectos como este que señalamos.

-8,00

-7,00

-6,00

-5,00

-4,00

-3,00

-2,00

-1,00

0,00

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000

RLF tratado (t/año)

Ing

res

os

(p

ts/k

g)


6.7. POSIBLES ESCENARIOS PARA LOS AÑOS 2000 Y 2006 CON ESTA TECNOLOGÍA

En este apartado se analizan distintos escenarios para la valorización energética de residuos de fragmentación provenientes de vehículos fuera de uso únicamente en plantas cementeras.

6.7.1. Datos de partida y metodología utilizada

De cara a evaluar los distintos escenarios, se han considerado las previsiones de residuos presentadas en el capítulo 5, los datos de cementeras y fragmentadoras presentados en el apartado 6.2 y el capítulo 5 respectivamente, así como las funciones de transporte de carácter general, desarrolladas en el capítulo 9. La información disponible sólo permite analizar el conjunto de operaciones de la cadena logística incluidas en el recuadro oscuro de la figura 6.9.

FRAGMENTACIÓN TRANSPORTEVALORIZACIÓNEN CEMENTERA

CEMENTO

CHATARRA

UPM-IOL

Figura 6.9. Cadena logística analizada. Considerando los costes implicados en una cadena como la presentada figura 6.9., y tomando como referencia una relación 1 hora ≅ 50 kilómetros, en la figura 6.10. se presentan los costes totales de valorización (incluyendo costes de amortización, ingresos por sustitución de combustible, coste variable de operación de valorización y coste de transporte), en función de la cantidad anual de residuo procesada y la distancia desde el origen de los residuos. En la figura 6.10. puede apreciarse que: Sin considerar coste de transporte, el punto de equilibrio (en que los ingresos igualan a los costes) corresponde a un valor superior a las 20000 toneladas anuales. Esto significa que, con las limitaciones establecidas para la admisión de residuos en las plantas cementeras (porcentajes admisibles de utilización de combustibles alternativos: 5% para 2000, 10% para 2006) va a ser difícil alcanzar este umbral. En este caso, de las 33 plantas inicialmente


consideradas, ninguna podría acercarse al umbral de las 20000 toneladas en 2000, y solamente 10 de ellas lo podrían hacer en 2006.

Para un flujo máximo de 35000 t/año, el punto de equilibrio corresponde a una distancia de alrededor de 50 km, reduciéndose esta distancia a 35 y 20 km para 30000 y 25000 t/año, respectivamente.

En la mayoría de los casos, la valorización energética en cementeras va a constituir una alternativa con resultados económicos negativos para la cadena logística considerada en la figura 6.7, por lo que la evaluación de este tipo de escenarios será típicamente en términos de “solución menos costosa”.

-50.000.000

0

Resultado económico (pta/año)

5 20 35 50 65 80 951000

9000

17000

25000

33000

Distancia a fragmentación (km)

Valorización (tm/año)

UPM-IOL

Figura 6.10. Función del resultado económico en la cadena de valorización energética

Se trata pues de determinar la solución más satisfactoria para que los residuos producidos en las 19 fragmentadoras (orígenes) representadas en el mapa 6.3, sean valorizados disponiendo de las 33 cementeras peninsulares (destinos).


Mapa 6.3. Situación de partida considerada para la valorización en cementeras. Por otra parte, cuando se pretende valorizar los residuos procedentes de las fragmentadoras solamente en cementeras, hay que tener en cuenta un conjunto de consideraciones: a) La capacidad de valorización del conjunto de cementeras es más que suficiente para

absorber los residuos del automóvil, tanto en 2000, como en 2006


b) Existe un conjunto de cementeras que difícilmente van a ser utilizables para la valorización,

ya que:

� Distan más de 200 km de la fragmentadora más próxima, o � Distan más de 100 km de la fragmentadora más próxima habiendo otra cementera a

menos de 50 km.

Así, se han descartado 5 instalaciones (las ubicadas en Alicante, León, Murcia y Cantabria), que han sido marcadas en blanco en el mapa 6.3, resultando la capacidad de las cementeras restantes más que suficiente para valorizar el total nacional de residuos. Entre todos los posibles pares fragmentadora-cementera (más de 500) hay 4 singulares. Se trata de pares fragmentadora-cementera en que no existen cementera alternativas a menos de 200 km de distancia de la fragmentadora, y donde la capacidad de la cementera es más que suficiente para la valorización energética de los residuos de la fragmentadora. Éstos son los pares que aparecen en Asturias, Palencia, Zaragoza y Coruña-Orense, que han sido marcados en el mapa 6.3. En estos casos se ha realizado una asignación directa de los residuos de la fragmentadora a la cementera en cuestión.

Entre el conjunto restante se identifican 5 zonas, de diferentes extensiones y disjuntas geográficamente. En estas zonas aparecen subconjuntos de fragmentadoras y cementeras que pueden considerarse de forma independiente: Andalucía, Barcelona, Madrid, Valencia y la zona País Vasco-Navarra (aparecen ampliadas en el mapa 6.3).

De esta forma resultan 28 destinos posibles para llevar a cabo la valorización energética de los residuos de fragmentación de VFU de los 19 orígenes. Al haberse ya realizado una asignación directa para 4 pares, el problema se reduce a 15 orígenes y 24 posibles destinos, distribuidos en 5 zonas. El problema actual es el de seleccionar las cantidades de residuos que deben ser enviadas desde cada fragmentadora a cada cementera, de manera que sea mínima la suma de costes de transporte, de tratamiento y de amortización de las inversiones, satisfaciendo la condición de que se valoricen la totalidad de los residuos (pueden obtenerse valores negativos de costes que representarían beneficios para el conjunto de la cadena logística considerada). Todo esto teniendo en cuenta las limitaciones de capacidad para la valorización energética de las distintas cementeras. Para resolver este tipo de problemas, se ha aplicado el modelo de programación matemática que sigue (detalles en capítulo 9).


Modelo Sean M plantas de fragmentación (i=1,...,M), cuyos residuos pueden ser valorizados en N cementeras preseleccionadas (j=1,...,N). Se trata de determinar: yj: variable binaria de decisión (0: no se utiliza la cementera j; 1: se utiliza la cementera j). xij: proporción del residuo generado en la planta i que se procesará en la cementera j. De la forma:

{ } Njy

NjMix

Njddx

NjMiyx

Mixas

yfxc

j

ij

j

M

i

iij

jij

N

j

ij

N

j

jj

M

i

N

j

ijij

,...,11,0

,...,1,...,10

,...,1

,...,1,...,1

,...,11..

min

1

1

11 1

=∀∈

=∀=∀≥

=∀≤⋅

=∀=∀≤

=∀=

⋅+⋅

∑

∑

∑∑∑

=

=

== =

Donde: di: generación anual de residuo en la planta fragmentadora i (t/año) dj: capacidad anual de valorización de residuos en la cementera j (t/año) fj: coste anual derivado de poner en operación la valorización energética de residuos en una

cementera j (coste fijo anual de 50.000.000 pta/año por amortización de las instalaciones necesarias)

cij: coste operativo de valorizar todo el residuo anual de la planta fragmentadora i en la instalación j (pta/año): transporte menos ingresos por sustitución de combustible.

El modelo de programación matemática descrito no se ha resuelto para el conjunto total de cementeras sino que, por las consideraciones efectuadas anteriormente, el problema se ha reducido a la asignación en las 5 zonas geográficas para las cuales se ha aplicado el modelo, resultando más sencillo y de más fácil interpretación. Tanto para la interpretación, como para la integración de los submodelos, se ha utilizado un sistema de información geográfica, que presenta gráficamente los resultados. Por ejemplo, para cada par fragmentadora-cementera concreto, el grosor de la línea que los une en un mapa será proporcional al flujo resultante. De esta manera, se puede verificar de forma visual la coherencia de una solución, pues posibles errores en el tratamiento de datos conducen a redes


cuya estructura extraña a la vista. Los modelos han sido confeccionados y resueltos mediante un programa informático especializado en programación matemática. Los resultados de los submodelos, a través de una hoja de cálculo, han sido capturados, integrados y analizados mediante el sistema de información geográfica mencionado anteriormente.

6.7.2. Escenario básico en el año 2000

En el escenario básico considerado para el año 2000 (más detalle en capítulo 9) se utilizan los datos de producción de residuos en fragmentadoras correspondientes a las previsiones de bajas para dicho año (se han analizado también los valores correspondientes a los límites inferior y superior de estas previsiones, véase capítulo 5). Las limitaciones de capacidad para la valorización energética en cementeras han sido presentadas en el apartado 5.2. La interpretación de los resultados obtenidos por aplicación de la metodología previamente presentada, se facilita mediante el mapa 6.4, donde los flujos resultantes aparecen gráficamente mediante el grosor de las líneas que unen las diferentes instalaciones. Los resultados obtenidos en los submodelos muestran que se ha cumplido la condición de asignar la valorización energética de los residuos de todas la fragmentadoras a cementeras de la misma zona, excepto en el caso de la zona País Vasco-Navarra, donde la capacidad limitada de las cementeras impide la valorización de un 7% de los residuos de la planta fragmentadora de Vizcaya (este resultado es el que resulta menos costoso para la zona). En lo referente a las cementeras, en el mapa 6.4 se han marcado en negro los iconos de las cementeras que resulta menos costoso llevar a cabo valorización energética. Una observación significativa a este respecto, es el gran número de plantas cementeras (19) en las que resulta necesario llevar a cabo valorización energética. Esto es debido a que para el escenario del año 2000 se ha considerado que el residuo únicamente puede alcanzar el 5% del consumo energético de combustible de las plantas cementeras, lo que limita de forma notable la capacidad de valorización de cada planta, por lo cual aparecen en el mapa 6.4 una gran número de pares en los que se asigna flujo.


Mapa 6.4. Resultados para el escenario base de cementeras en el año 2000. Con respecto a la capacidad de valorización energética, es conveniente recordar que una capacidad limitada en las cementeras genera unos costes unitarios de valorización elevados (con los datos disponibles ninguna cementera podría alcanzar el punto de equilibrio en el año 2000). Si se tiene en cuenta además los costes de transporte, el resultado económico del conjunto de las cadenas logísticas consideradas empeora. La saturación de las plantas


cementeras, consecuencia de las fuertes limitaciones de capacidad para la valorización energética de residuos, conduciría a dispersar los flujos, incrementándose los costes de transporte y los globales. Por ejemplo, determinadas fragmentadoras saturan a determinadas cementeras próximas y han de recurrir a otras adicionales más lejanas. Un resumen cuantitativo de los resultados se presenta en la tabla 6.7, donde únicamente se recogen los siguientes datos para las plantas en que resultaría menos costoso llevar a cabo la valorización energética: CEM, código de la planta cementera,

D2000 (en t/año), capacidad de valorización energética para el año 2000;

VE (en t/año), valorización energética anual de residuos;

FU (en %), utilización de la cementera respecto a su capacidad máxima de valorización energética en el año 2000;

CT (en millones de pesetas), coste anual derivado de la valorización energética (amortización mas costes variables de valorización menos ingresos);

CU (en pta/kg), el coste unitario derivado de la valorización energética ((amortización mas costes variables de valorización menos ingresos).

CEM D2000 VE FU CT CU

CAS 12600 5751 45% 36,2 6,3 CB1 15600 8626 55% 29,3 3,4 CB2 10900 9253 85% 27,8 3,0 CB3 9800 9782 100% 26,5 2,7 CCA 6100 6152 100% 35,2 5,7 CCO 4400 3703 85% 41,1 11,1 CGU 4100 4134 100% 40,1 9,7 CH 3200 3226 100% 42,3 13,1 CLU 3700 3450 95% 41,7 12,1 CM 11400 11496 100% 22,4 1,9 CMA 8300 8371 100% 29,9 3,6 CNA 6800 6757 100% 33,8 5,0 CPA 4700 2875 60% 43,1 15,0 CSE 8200 8270 100% 30,2 3,6 CTO2 11800 8760 75% 29,0 3,3 CV2 10300 9776 95% 26,5 2,7 CVI1 4600 4538 100% 39,1 8,6 CVI2 3800 3731 100% 41,0 11,0 CZ 5900 575 10% 48,6 84,6

Tabla 6.8. – Resultados para el escenario base de cementeras Año 2000 (1). Fuente: UPM-IOL


En la tabla 6.8. puede apreciarse que en cementeras de pequeña capacidad, pese a valorizar al 100% de su capacidad, los costes unitarios resultantes serían muy altos. Asimismo, aparecen costes unitarios excesivamente altos en plantas cementeras que valorizarían a menos del 80% de su capacidad. Otra cuestión respecto al detalle del escenario básico, es que las mínimas cantidades de residuo producidas y valorizadas en Zaragoza disparan los costes en esta cementera. En este caso resultaría menos costoso transportar hasta la cementera CB1 (Barcelona) y, al mismo tiempo, al aumentar ligeramente la utilización de esta cementera, se reducen los costes unitarios de valorización resultantes. 7 fragmentadoras deberían enviar sus residuos a 2, e incluso 3, cementeras diferentes. Son las que se muestran en la tabla 6.9. junto con la proporción de los envíos correspondientes.

FRAG CEM % CEM % CEM % FB1 CB2 76% CB3 24% FCA CSE 30% CCA 53% CMA 16% FM2 CM 69% CTO2 31% FNA CGU 58% CNA 42% FS1 CSE 72% CCO 28% FS2 CH 63% CCO 37% FVI CVI2 32% CVI1 39% CGU 21%

Tabla 6.9. Resultados para el escenario base de cementeras en el año 2000 (2). Elaboración

UPM-IOL Las 11 fragmentadoras restantes enviarían sus residuos a una sola cementera. Esto es debido también a la capacidad fuertemente limitada de las cementeras: 10 de ellas quedarían saturadas, lo que se manifiesta en una dispersión del flujo de residuos procedente de fragmentadoras de gran dimensión. La cementera a donde enviaría todos sus residuos cada una de estas 11 fragmentadoras puede apreciarse en el mapa 6.4. De forma global, los costes totales incluyendo el de transporte ascenderían a 770 millones de pesetas anuales, si bien hay que tener en cuenta que no se trata de un balance de costes incrementales. Desde un punto de vista meramente económico, habría que sopesarlo frente al coste de vertido de las 120000 toneladas de residuo consideradas.



Los cambios más significativos que aparecen en el escenario base para el año 2006 respecto al de 2000, se refieren a la producción de residuos y a la capacidad de las cementeras para la valorización energética.

Mapa 6.5. Resultados para el escenario base de cementeras en el año 2006.


La producción de residuos estimada es cerca de un 20% mayor, con la misma dispersión geográfica. De acuerdo con la hipótesis de partida considerada, la capacidad de las cementeras para la valorización energética se duplica, puesto que aumenta de un 5% al 10% la sustitución máxima de consumo energético de combustible convencional por residuos.

CEM D2000 VE FU CT CU CAS 25100 6800 25% 33,6 4,9 CB1 31200 11300 35% 22,8 2,0 CB2 21800 21600 100% -1,8 -0,1 CCA 12300 12300 100% 20,7 1,7 CLU 7400 4100 55% 40,1 9,8 CMA 16700 7800 45% 31,4 4,0 CNA 13600 10000 75% 25,9 2,6 CPA 9300 3400 35% 41,8 12,2 CSE 16500 15400 95% 13,0 0,8

CTO1 25400 24100 95% -7,8 -0,3 CV2 20500 11600 55% 22,1 1,9 CVI1 9200 9200 100% 28,4 3,2 CVI2 7600 4700 60% 38,8 8,3 CZ 11700 700 5% 48,4 70,7

Tabla 6.10. Resultados para el escenario base de cementeras en el año 2006 (1).

Elaboración UPM-IOL Tomando la situación de partida ya presentada en el mapa 6.3, en el mapa 6.5 se representan los flujos resultantes para 2006. Asimismo, la tabla 6.10. recoge información cuantitativa, de modo análogo a como se han presentado los resultados para el escenario en al año 2000. En este escenario base se reduciría el número de cementeras necesarias para la valorización energética de los residuos. Al aumentar la capacidad del 5 al 10%, el número de cementeras se reduciría de 19 a 14 y, por tanto, los flujos se concentrarían y se reducirían los costes. Esto hace que, para algunas plantas cementeras, el resultado económico de la valorización energética sea positivo (coste unitario negativo). Sin embargo, al considerar los costes de transporte, el resultado económico para las cadenas logísticas que incluyen a las plantas cementeras antes referidas, pasa a ser negativo. Otro tanto sucede con el conjunto de cadenas que aparecen en la solución obtenida, aunque el coste total en este conjunto es menor que el correspondiente al escenario del año 2000: 460 millones de pesetas frente a los 770 resultantes en el escenario anterior. Además de la disminución de 250 millones de pesetas (no es necesario utilizar 5 de las cementeras asignadas en el escenario anterior), se registran otros 60 millones de ahorro correspondientes a costes de


valorización energética y de transporte. La metodología utilizada (véase capítulo 9) contempla restricción de que en el segundo de 2 escenarios consecutivos no se pueda abandonar el uso de una instalación resultante en el primero de ellos, por no haber terminado su amortización (si es necesario se mantiene cerrada en los dos escenarios). En este caso OFICEMEN estimó en 5 años el plazo de amortización, por lo que esta restricción no resulta operativa entre 2000 y 2006. En este escenario básico, solamente 3 fragmentadoras habrían de repartir sus residuos entre 2 cementeras diferentes. Son los casos siguientes: − FB2 enviaría un 13% y un 87% de su producción de residuos a CB1 y CB2,

respectivamente − FCA enviaría un 89% y un 11% de su producción de residuos a CCA y CSE,

respectivamente − FVI enviaría un 66% y un 34% de su producción de residuos a CVI1 y CVI2,

respectivamente Los mapas 6.6, 6.7, 6.8 y 6.9 corresponden a la ampliación de cuatro zonas especialmente significativas de la geografía peninsular española en lo referente a valorización energética de residuos provenientes de vehículos fuera de uso en plantas cementeras. Se trata de las zonas de Andalucía, Barcelona, Madrid y País Vasco-Navarra. En estos mapas se presentan las soluciones correspondientes a los escenarios básicos de 2000 y 2006, de manera que el mencionado fenómeno de la concentración de flujos pueda apreciarse gráficamente. Para una correcta interpretación de estos mapas, es preciso tener en cuenta que la longitud de los segmentos que unen los diferentes puntos no es proporcional a la distancia real por carretera existente entre ellos. Especialmente a cortas distancias, las características especificas del trazado viario puede distorsionar la percepción correspondiente a la distancia real.

UPM-IOL

2000 2006

Mapa 6.6. Comparación de los 2 escenarios base (Andalucía).


2000 2006

UPM-IOL

Mapa 6.7. Comparación de los 2 escenarios base (Barcelona).

UPM-IOL

2000 2006

Mapa 6.8. Comparación de los 2 escenarios base (Madrid).

2000 2006

UPM-IOL

Mapa 6.9. Comparación de los 2 escenarios base (País Vasco-Navarra). Como conclusiones preliminares de carácter general, los mejores resultados económicos obtenidos para el escenario básico del 2006 respecto al del 2000, ponen de manifiesto que:


Un incremento en la producción de residuos, cuando la capacidad de valorización energética no está saturada, supone una disminución de los costes unitarios. La repercusión de los costes fijos de las instalaciones es menor.

Un aumento en la capacidad de valorización energética de las plantas cementeras puede suponer una reasignación de flujos entre un número menor de plantas. Esta concentración del flujo, por reducción del número de destinos, conlleva una disminución de los costes fijos de instalación a soportar en el conjunto nacional. A su vez, la reducción del número de destinos puede implicar una reducción (por ejemplo, la zona País Vasco-Navarra) o un aumento de los costes de transporte (por ejemplo, la zona Madrid).

Por todo ello, el estudio de las consecuencias de cambios en los escenarios del problema que nos ocupa, debe hacerse mediante un enfoque de sistema tal como ha realizado en este caso.

7. Valorización en hornos de lecho fluido Página 90

7. VALORIZACIÓN EN HORNOS DE LECHO FLUIDO

Los apartados 7.1, 7.3, 7.4 y 7.5 han sido realizados por CIEMAT. Los apartados 7.2 y 7.6 han sido elaborados por ARTHUR ANDERSEN. Finalmente, el apartado 7.7 ha sido realizado por la UPM.


7.1.1. Introducción

El uso de la tecnología de combustión en lecho fluidizado para la valorización energética de residuos ha ido en aumento en los últimos años. Este aumento se debe a las ventajas que ofrece esta tecnología para: − Quemar mezclas de carbón y residuos de distintos tipos − Quemar residuos solamente − Reducir las emisiones de óxidos de azufre y nitrógeno − Permitir una automatización del proceso de combustión y control de emisiones Aunque las plantas de combustión en lecho operan a temperaturas inferiores a 900 ºC, con el fin de evitar el reblandecimiento de las partículas que componen el lecho, esto no es una limitación frente a otros sistemas de combustión. Sus especiales características en cuanto a la combustión y a la transferencia de calor hacen que su comportamiento sea similar, y en ciertos aspectos mejores, que las plantas que trabajan a altas temperaturas. A continuación se presenta una breve descripción de los distintos tipos de lechos fluidizados utilizados en la producción de energía y una aplicación de esta tecnología para la incineración de residuos sólidos urbanos y por extensión a los residuos de fragmentación de los vehículos fuera de uso.

7.1.2. Tipos de lecho fluidizado

En la actualidad, debido a la gran diversidad de aplicaciones de la tecnología de lecho fluidizado, se han desarrollado varios tipos de lechos fluidizados para su aplicación a la producción de energía. Estos se pueden clasificar atendiendo a dos variables de operación:


1. Según la presión a la que se lleve a cabo el proceso:

a) Lecho fluidizado a presión (8 a 20 atm) b) Lecho fluidizado atmosférico

2. Según la velocidad de fluidización:

a) Lecho fluidizado burbujeante b) Lecho fluidizado circulante

Estas variables de operación se pueden combinar entre sí dando lugar a los distintos tipos de lecho, por ejemplo: lecho fluidizado burbujeante atmosférico, lecho fluidizado circulante a presión, etc. Cada uno de estos sistemas, como consecuencia de sus diferentes modos de operación, tiene unas peculiaridades y características específicas que van a condicionar su uso y su comportamiento. A continuación se describen de forma somera sus características.

7.1.3. Planta de lecho fluidizado burbujeante

De forma genérica se puede considerar que una instalación de combustión en lecho fluidizado burbujeante, en adelante LFB, está formada por los siguientes componentes: cámara de combustión, sistema de alimentación de sólidos y zona de transferencia de calor (zona convectiva) (figura 7.1).


Figura 7.1. Esquema de planta piloto de lecho fluidizado burbujeante. La cámara de combustión de lecho fluidizado burbujeante, se caracteriza por la existencia de una zona densa de partículas soportadas por un distribuidor de aire. Las velocidades de aire de fluidización se mantienen siempre por debajo de la velocidad de arrastre, por lo que en todo momento se encuentra definida la superficie del lecho. La velocidad del aire de fluidización depende de la densidad y tamaño de partícula de los sólidos, variando en el rango entre 0,3 a 3,5 m/s. La utilización de altas velocidades de fluidización provoca un descenso del tiempo de residencia del combustible y absorbente, dando lugar a una pérdida de rendimiento y captura de gases ácidos (SO2, ClH) presentes en los humos o gases de combustión; por ello en algunos casos se realiza una recirculación de cenizas (figura 7.1). Esto consiste en volver a introducir en el lecho parte de las cenizas volantes que salen con los gases de combustión y así aumentar la eficacia de combustión y la utilización del absorbente. Para mantener la temperatura entre 800-900 ºC es necesario extraer el calor del lecho mediante superficies de alta transferencia de calor sumergidas en el mismo (figura 7.1). Estas superficies generadoras de vapor forman parte del sistema de extracción de energía de la planta. Esta extracción de calor en el interior del lecho puede no existir cuando se utilizan combustibles con bajo o medio poder calorífico como es el caso de algunos residuos.


El sistema de alimentación de sólidos constituye una parte importante del diseño del LFB. Existen dos formas básicas para alimentar el producto sólido (combustible y absorbente) en un lecho fluidizado burbujeante, que son: por encima del lecho o por gravedad y por la parte inferior del lecho. La alimentación por encima del lecho es bastante sencilla y consiste fundamentalmente en la distribución del combustible o residuo de forma uniforme en la parte superior del lecho, mediante un distribuidor mecánico o neumático. En la alimentación por la parte inferior del lecho el producto es arrastrado por una corriente de aire (transporte neumático) e introducido en la cámara de combustión a través de una serie de entradas que atraviesan la placa de distribución. En general la alimentación realizada por la parte inferior del lecho favorece tanto la retención de gases ácidos como la eficacia de combustión, ya que tanto el tiempo de residencia de los sólidos (combustible, absorbentes) como el tiempo de contacto entre el gas de combustión y el absorbente es superior que en el caso de alimentación por la parte superior del lecho. Los gases de combustión que salen de la cámara de combustión entran en la zona convectiva, donde ceden su calor. Estos gases ya enfriados pasan a un filtro de mangas o a un precipitador electrostático, donde dejan las cenizas volantes que les acompañan. En el caso de usar como combustible residuos, estos gases pueden necesitar una limpieza química posterior para cumplir con los límites de emisiones de la normativa. Por último, entran en la chimenea que los descarga a la atmósfera.

7.1.4. Planta de lecho fludizado circulante

Se llama lecho fluidizado circulante, en adelante LFC, a una unidad de fluidización que opera con velocidades de fluidización más altas que las empleadas en un lecho fluidizado burbujeante. Como consecuencia de esta velocidad mayor, las partículas del lecho son dispersadas en todo su volumen, observándose una variación gradual de concentración de partículas sólidas con la altura. Un número considerable de estas partículas es arrastrado hacia el exterior del lecho que, capturadas por un ciclón, son reincorporadas de nuevo al lecho de forma continua. Esta recirculación permanente de partículas (cenizas) es una característica particular de esta instalación, de ahí su nombre (figura 7.2).


Figura 7.2. Esquema de planta piloto de lecho fluidizado circulante. La mayor parte de las plantas de LFC tienen, en el lecho propiamente dicho, una zona densa de partículas que ocupa su parte baja asemejándose bastante a un lecho fluidizado burbujeante. Esta zona está formada por partículas más grandes y más pesadas que el resto y se fluidiza con una porción del aire total (aire primario). Para plantas de combustión la altura de esta zona es de 0,5 a 1,5 m. La profundidad de la zona densa tiene gran importancia porque afecta al tiempo de residencia del combustible y del absorbente en el lecho. El resto del aire (aire secundario) se introduce algo más arriba causando un aumento de la velocidad de fluidización y contribuyendo al arrastre de las partículas. La velocidad de fluidización, en la zona del lecho situada por encima de la entrada del aire secundario, está comprendida entre 5 y 10 m/s. Los elementos principales de una planta de LFC son: la cámara de combustión, el ciclón y la zona de transferencia de calor por convección (zona convectiva) (figura 7.2). La cámara de combustión es el cuerpo principal de la instalación. En ella tienen lugar las reacciones de combustión, de retención de azufre y de formación de otros compuestos. Sus paredes están refrigeradas por agua para extraer el calor generado en el proceso de combustión. El combustible y el absorbente se alimentan en la parte baja de la cámara, bien por gravedad o


por transporte neumático. Debido a la mezcla intensa del LFC son pocos los puntos de alimentación necesarios para una planta de gran potencia. Como ya se ha descrito, en esta tecnología el aire de fluidización se divide en dos corrientes principales: aire primario y aire secundario. Esta “dosificación“ del aire de combustión tiene una extraordinaria importancia porque reduce la formación de óxidos de nitrógeno, propios de cualquier proceso de combustión, al evitar la existencia de zonas con elevada concentración de oxígeno. El ciclón separa la mayor parte de los sólidos arrastrados por la corriente de gases. Las partículas recogidas se devuelven al lecho a través de un tubo de retorno y se incorporan a la cámara de combustión por la parte inferior de ésta, mediante una válvula no mecánica. En algunos diseños, los sólidos que captura el ciclón son enfriados en un lecho fluidizado burbujeante mediante la colocación de unos tubos, sumergidos en el mismo, por donde circula agua. Una vez fríos se incorporan al lecho. Este lecho auxiliar recibe el nombre de cambiador externo (figura 7.2). Los gases de combustión, al abandonar el ciclón, entran en la zona convectiva que contiene los recalentadores y el economizador seguido del precalentador del aire de fluidización. Los gases de combustión, ya enfriados, pasan a un filtro de mangas o a un precipitador electrostático, donde dejan las cenizas volantes que les acompañan. Por último, entran en la chimenea que los descarga en la atmósfera.

7.1.5. Características de operación de una planta de combustión de lecho fluidizado

Algunas de estas características son específicas de cada uno de los combustibles a utilizar y de los diseños particulares de las compañías licenciatarias, pero todos ellos presentan unos rasgos similares que a continuación se comentan. MATERIALES DEL LECHO Los materiales inertes utilizados en casi todos los lechos fluidizados son arena y cenizas procedentes del combustible y, en algunos de ellos, piedras de pequeño tamaño (hasta de 20 mm) para aumentar la altura de la zona densa. TAMAÑO DE PARTÍCULAS El tamaño de las partículas del combustible depende de las características de éste y de lo que admita el diseño de la planta. La bibliografía recoge diversos tamaños en diferentes aplicaciones llegando en algunos casos hasta 50 mm el diámetro máximo de las partículas, pero generalmente éstas no superan los 25 mm, aunque en la actualidad y para residuos se admiten en algunos casos


mayores tamaños, de hasta 300 mm. El tamaño de partícula para el absorbente, generalmente caliza, se determina en función de las características de fluidización y de las peculiaridades de la propia caliza. Aunque un tamaño pequeño de caliza presenta mayor superficie reactiva, el tiempo de permanencia en el lecho es corto y la posibilidad de que el ciclón la separe disminuye, por lo que su utilización puede ser muy baja. En la actualidad, el tamaño superior empleado está en los 3 mm. ALIMENTACIÓN DE SÓLIDOS Como se ha dicho anteriormente la alimentación de sólidos a un lecho burbujeante es muy importante dado la menor turbulencia del lecho. Esto hace que, independientemente del tipo de alimentación usado, el número de puntos de entrada de producto sea bastante elevado (aproximadamente un punto por cada 3 ó 4 m2 de superficie del lecho). Esto hace más complejo el diseño de la instalación de la planta. En el caso del lecho fluidizado circulante, el combustible y la caliza entran por la parte inferior del lecho. Dada la gran turbulencia existente en el mismo, son pocos los puntos de alimentación necesarios y éstos pueden estar irregularmente repartidos. La distribución de tamaños de la alimentación puede ser amplia, tolerando una cantidad elevada de finos, debido a la eficacia de separación del ciclón. Los sólidos pueden ser admitidos desde totalmente secos hasta con un elevado porcentaje de humedad, lo que facilita la alimentación de finos. EXTRACCIÓN DE CENIZAS La extracción de cenizas del lecho varía con el diseño. En algunos casos esta extracción se realiza por el fondo de la cámara de combustión, en otros se hace por la rama de retorno. En cualquiera de los casos las cenizas son enfriadas con el fin de recuperar el calor que llevan y facilitar su manejo. Los humos también arrastran cenizas cuyo tamaño de partículas es muy pequeño (< 10 micras). Estas son recogidas en filtros de mangas o electrofiltros.

7.1.6. Comparación del proceso de combustión en lecho fluidizado circulante y en burbujeante

Aunque las dos tecnologías gozan de capacidad para: − Quemar combustibles que no son admisibles por otras tecnologías convencionales − Quemar una amplia gama de combustibles sin cambios significativos en sus estructuras − Cumplir las normas de emisiones más exigente


Existen algunas diferencias en cuanto al rendimiento del proceso de combustión y a las emisiones procedentes de éstas, a saber: UTILIZACIÓN DEL COMBUSTIBLE El LFC obtiene eficacias de combustión superiores al LFB debido a la recirculación de los sólidos en el primero. Algunas de las instalaciones actuales de LFB incorporan la posibilidad de recircular las cenizas volantes, con lo que esta diferencia de eficacias se va haciendo menor (alrededor de un 1 %). EMISIONES DE NOX El LFC controla mejor las emisiones de NOx debido a la técnica de introducir el aire en distintos puntos de la cámara de combustión y a su gran turbulencia. EMISIONES DE CO Estas son menores en un LFC que en un LFB ya que la turbulencia interna hace que no aparezcan zonas de combustión incompleta, lugar de formación del CO. EMISIONES DE SO2 Quizás sea en el control de SO2 donde el LFC ofrece una de sus mayores ventajas. La eficacia de la utilización de la caliza es mayor que en el LFB al existir mayor turbulencia y atricción entre las partículas, lo que facilita un mejor aprovechamiento de la caliza.

7.1.7. Combustión en lecho fluidizado a presión

La primera generación de un lecho fluidizado a presión, en adelante LFP, es en casi todos los aspectos idéntica a un LFB. La diferencia más importante es que la cámara de combustión está dentro de una vasija de presión y por tanto el proceso de combustión se realiza a una presión superior a la atmosférica (entre 10 y 20 atm.). Para que la fluidización tenga lugar en estas condiciones es necesario comprimir el aire de fluidización hasta una presión algo superior a la de la vasija de la planta. Así la cantidad de oxígeno disponible para la combustión es mayor, por lo que, para una misma velocidad de fluidización que en un lecho atmosférico, la combustión es mucho más intensa por unidad de área en un lecho a presión.


Esto significa que una planta de LFP puede ser físicamente más pequeña que una LFB atmosférico que tenga la misma potencia térmica. Esto conlleva un ahorro en espacio y capital. Pero los sistemas de alimentación de combustible y absorbente a la cámara de combustión han de hacerse también a presión, así como la extracción de cenizas. Esto significa una complejidad de estos sistemas así como un encarecimiento de los mismos, frente a los utilizados en un lecho atmosférico. Por lo demás, un LFP ofrece las mismas ventajas, en cuanto a la flexibilidad en el combustible y facilidad para el control de emisiones, que un lecho fluidizado atmosférico. Pero la principal ventaja de una planta de combustión de LFP es que los gases de combustión abandonan la cámara de combustión calientes y a elevada presión. Estos gases, convenientemente limpios de partículas sólidas, se pueden pasar directamente a una turbina de gas. Esta es la clave para un incremento en el rendimiento del ciclo térmico que la turbina de gas se monte en combinación con una turbina de vapor (ciclo combinado). El uso de la turbina de gas es la ventaja esencial de esta tecnología sobre el resto de las tecnologías de combustión (carbón pulverizado, parrilla, etc.). Aunque las plantas de LFP trabajan a una temperatura de combustión de cientos de grados o más bajos que una planta convencional (1100 ºC – 1200 ºC en una planta convencional frente a 840º C- 860 ºC de una de lecho fluidizado), la combinación de la turbina de gas con una de vapor puede lograr un rendimiento térmico superior al 50 %, para generación eléctrica pura. Si el calor residual de la producción eléctrica se aprovecha para la generación de vapor para procesos industriales o calefacción, el rendimiento puede llegar hasta un 80 %.


ARTHUR ANDERSEN se ocupó de identificar las plantas incineradoras de RSUs con hornos de lecho fluidizado existentes en España. Para ello, es lógico partir de un listado con todas las incineradoras existentes. En este sentido, no se encontró ningún listado actualizado publicado, por lo que se partió de diversos listados y se procedió a realizar llamadas telefónicas, con el objeto de identificar las plantas de lecho fluido, su capacidad y su canon de tratamiento. Cabe distinguir las incineradoras encontradas en cuatro grupos: 1. Incineradoras con horno de lecho fluido 2. Incineradoras con horno de parrilla 3. Incineradoras que se han transformado en plantas de transferencia 4. Incineradoras sin aprovechamiento energético En el grupo 3 se identificaron cuatro plantas de la provincia de Cantabria, las situadas en las localidades de Cabezón de Liébana, Ramales, Valdeprado del Río y Selaya. En cuanto al grupo 4, se descartaron estas incineradoras de un comienzo por razones obvias.


Los siguientes listados recogen los grupos 1 y 2:

Provincia Localidad Titular Exlotación Capacidad (t/año)

Canon (pts/t)

Madrid Madrid TIRMADRID (Urbaser) 264.000 2.810 La Coruña Meirama SOGAMA 500.000 Por establecer

Tabla 7.1. Incineradoras con horno de lecho fluido

Provincia Localidad Titular Explotación Capacidad (t/año)

Mallorca Son Reus TIRME S.A. 273.902 Tarragona Tarragona SIRUSA 121.294

Vielha Consejo General 3.000 Girona Girona IRSUSA 31.000 Mataró Consorcio del Maresme 137.378

Montcada I Reixach EMSHTR 50.053 San Adriá del Besós Hidroeléctrica Catalana la

Maquinista 273.311

Barcelona

Malla Mancomunitat de la Plana --

Melilla 35.339 Melilla El Mazo

REMESA 5.000

El Paso 10.000 Canarias Barlovento

Cabildo Insular 2.500

Cantabria Meruelo Empresa de Residuos S.L -- Tabla 7.2. Incineradoras con horno de parrilla

En este punto, cabe volver a preguntarse por qué no considerar, además de las incineradoras con horno de lecho fluido, las incineradoras con horno de parrilla. La respuesta es que se eligieron las tres tecnologías más modernas y respetuosas con el medio ambiente para la valorización energética de los residuos de VFU. Posiblemente, incluir en este grupo los hornos de parrilla con recuperación de energía daría lugar a evaluar un escenario más real a corto plazo para el tratamiento de los residuos de VFU. Sin embargo, nos centramos en poner todo el esfuerzo en las tecnologías con más futuro. En el mapa 7.1 se representan las plantas de lecho fluido. Estas han sido codificadas con una L, seguida de la abreviatura de la provincia en que se encuentran. De este modo, la planta de La Coruña se ha codificado como LCO y la de Madrid como LM.


UPM-IOL

Fuente: FER y Arthur Andersen

Mapa 7.1. Plantas de lecho fluido en España respecto a las fragmentadoras


7.3.1. Residuos de fragmentación de vehículos fuera de uso

Lo que a continuación se describe es la aplicación de la tecnología del lecho fluidizado a la incineración de residuos de fragmentadora. Estos residuos, por sus características, de densidad, heterogeneidad, poder calorífico, etc., son comparables al rechazo de una planta de tratamiento residuos sólidos urbanos. Este rechazo o residuo derivado es la parte del residuo urbano que generalmente se incinera y que en el texto a veces se le denomina residuo sólido urbano.


DISTRIBUCIÓN DE TAMAÑO DEL RESIDUO El tamaño del residuo es un dato de partida extremadamente importante cuando se trata de considerar la adecuación de la tecnología del lecho fluidizado para una aplicación concreta. En general, se considera que el tamaño máximo de partícula de un combustible fósil que se quema en un lecho fluidizado no supera los 25 mm. Sin embargo, para el caso de los residuos en que la densidad relativa aparente esta por debajo de 1, caso de residuos urbanos, biomasa, residuos de fragmentación de automóviles, etc., este tamaño puede ser mayor siempre que se trate de una instalación de lecho fluidizado burbujeante diseñada expresamente para aceptar sólidos con tamaños superiores a los habituales.

7.3.2. Incineración de residuos

En el campo de la incineración, los procesos de lecho fluidizado tienen reconocida fama por su flexibilidad en tratar combustibles heterogéneos. Esto significa que el poder calorífico, el contenido en cenizas, la humedad, etc. del residuo puede variar ampliamente. Gracias a estas características, los procesos de incineración en lecho fluidizado son muy adecuados para residuos sólidos municipales o combustibles derivados de residuos, como es el caso de los residuos orgánicos (ligero y pesado) procedentes de la fragmentación de vehículos fuera de uso. El lecho fluidizado necesita que los combustibles se alimenten en forma granular, con limitación en cuanto al tamaño de las partículas. Esto es de suma importancia en cuanto a los costes que tiene la reducción de tamaño (molienda) del combustible fósil o residuo a incinerar. En los últimos años se ha hecho un gran esfuerzo, por parte de los tecnólogos que diseñan y construyen las plantas de lecho fluidizado, para que las plantas de incineración puedan admitir residuos sin preparación previa o con una mínima reducción de tamaño. Este el caso de los residuos sólidos urbanos u otros asimilables, como los residuos orgánicos procedentes de la fragmentación de vehículos fuera de uso. Ambos se caracterizan, desde el punto de vista de su composición, por una variedad de materiales: plásticos, telas, papeles, inertes, etc., con tamaños diferentes que generalmente no superan los 200 mm en su dimensión mayor. Hoy se encuentran en le mercado algunas opciones tecnológicas de lecho fluidizado burbujeante que permiten tratar el rechazo de las plantas de clasificación y reciclaje de los residuos sólidos urbanos, sin más acondicionamiento que su envío directo a la planta de incineración. Por similitud de este rechazo con los residuos orgánicos procedentes de la fragmentación de vehículos, se puede decir que las plantas de incineración de residuos sólidos urbanos, con tecnología de lecho fluidizado burbujeante, pueden admitir dichos residuos. Lo expuesto en el párrafo anterior no significa que la tecnología del lecho fluidizado circulante no pueda ser apta para incinerar los residuos de fragmentación, lo que ocurre es que esta tecnología exige una mayor reducción de tamaño del residuo, para facilitar su fluidización, lo que supone un gasto adicional de energía durante el proceso de molienda y por tanto una penalización en el proceso global de revalorización energética de este tipo de residuos.


Dado que el número de plantas existentes en España con la tecnología del lecho fluidizado es muy reducida, TIRMADRID en Madrid (en funcionamiento) y SOGAMA en la Coruña (en construcción avanzada), en una estrategia de estudio, sobre la posibilidad de valorización energética del residuo de fragmentación con esta tecnología, es más importante considerar la existencia de alguna planta de incineración, en las proximidades de la planta de fragmentación, que una u otra versión.

7.3.3. Planta incineradora de lecho fluidizado burbujeante

A continuación se describe de forma somera una planta de incineración diseñada expresamente para residuos sólidos urbanos o asimilables. La planta consta fundamentalmente del conjunto horno - caldera más el sistema de tratamiento de gases. CÁMARA DE COMBUSTIÓN El horno o cámara de combustión consiste en un lecho de partículas, generalmente arena, contenido en una vasija revestida de material refractario y soportado por una placa, a través de la cual pasa el aire que fluidiza o suspende las partículas, que permanecen en agitado movimiento. La altura de este lecho de partículas está comprendido entre 0.5 y 1m por encima de la placa y aumenta su altura como consecuencia del proceso de fluidización. La placa que soporta el lecho esta inclinada hacia fuera (figura 7.3), o bien hacia el interior, con el fin de evacuar las cenizas que se producen, a la vez que permite la salida de inertes de mayor tamaño que puedan acompañar a los residuos.


Figura 7.3. Esquema de planta incineradora de lecho fluidizado burbujeante La parte inferior de la cámara de combustión tiene las paredes laterales inclinadas hacia dentro (figura 7.3) con el fin de inducir un movimiento de recirculación en el material del lecho que facilita la incorporación de los residuos al mismo y la permanencia de estos hasta su total destrucción. La alimentación de los residuos se realiza por gravedad mediante un tornillo sin fin o alimentador rotativo de paletas desde la tolva de descarga. El proceso de combustión comienza con el calentamiento de la arena hasta una temperatura de unos 700 ºC mediante unos quemadores auxiliares. Para que toda la arena alcance la misma temperatura se inyecta aire por la placa para inducir la fluidización. Cuando se ha alcanzado la temperatura estipulada se empieza a alimentar el residuo y se produce la combustión. Así se alcanza la temperatura de proceso que es de unos 850 ºC en el lecho. El contenido de arena y cenizas en el lecho representa alrededor del 97% en peso del total del lecho, siendo el resto el combustible. Esto significa que el lecho tiene una enorme inercia térmica, lo que permite un excelente control de la temperatura del horno así como paradas de la planta de horas e incluso fin de semana sin necesidad de combustible auxiliar lográndose ponerla a régimen de nuevo en cuestión de una o dos horas. CALDERA DE PRODUCCIÓN DE VAPOR


Los gases de combustión, cuando abandonan el horno, se dirigen a la zona de recuperación de calor donde se encuentran instalados los sobrecalentadores de vapor, los evaporadores y los economizadores. El vapor producido es utilizado para la producción de energía eléctrica. SISTEMA DE TRATAMIENTO DE GASES Desde el punto de vista del medio ambiente, la depuración de los gases de combustión es de máxima importancia. Es aquí donde el lecho fluidizado ofrece su mayor ventaja, ya que, debido al proceso de combustión y a la adicción de absorbentes (caliza) en el propio lecho, se reduce notablemente la producción de contaminantes que hay que reducir en la depuración final. Esta depuración final es de suma importancia con el fin de cumplir las normativas que regulan las plantas de incineración de residuos. Los componentes que constituyen el sistema de depuración están constituido por elementos para la limpieza física de los gases (partículas), ciclones y filtros de mangas o electrofiltros, y elementos para la limpieza química (gases ácidos, metales, etc.) tales como absorbedores ,lavadores de gases, etc.

7.3.4. Tecnologías comerciales de lecho fluidizado existentes

Aunque son varias las empresas que han desarrollado sistemas en lecho fluidizado para la producción de energía (Lurgi, ABB Carbon , Foster Wheeler, etc.), en el momento actual solo dos empresas se dedican al diseño y fabricación de plantas de incineración en lecho fluidizado para residuos sólidos urbanos o asimilables. Estas son EBARA(Japón), representada en Europa por Lurgi (Alemania) y KVAERNER (Noruega).


7.4.1. Descripción de las instalaciones de combustión utilizadas en los ensayos

PLANTA PILOTO DE LECHO FLUIDIZADO BURBUJEANTE La planta piloto de Combustión en Lecho Fluidizado Burbujeante, cuyo esquema se recoge en la figura 7.4, consta esencialmente de:


Cámara de combustión La cámara de combustión esta construida en Acero F1120 y recubierta interiormente con material refractario. Tiene forma cilíndrica con un diámetro interior de 200 mm y una longitud total de 3550 mm. El aire de fluidización se distribuye a través de una placa de campanas. Esta placa esta diseñada de forma que permite la entrada de un tubo para la descarga de sólidos y de varios elementos de medida de presión y temperatura.

Figura 7.4. Esquema de la Planta Piloto de Combustión en Lecho Fluidizado Burbujeante

del CIEMAT En el interior de la cámara de combustión existe un cambiador de calor, cuyo fluido de refrigeración es agua. La temperatura de combustión se controla ajustando, de forma continua, el caudal de agua que circula por este cambiador. Aire de combustión El aire de combustión y fluidización lo suministra un compresor. El caudal se regula mediante una válvula y se mide a través de un medidor de caudal másico. Dicho aire se introduce por la parte inferior de la cámara de combustión a través de la placa de fluidización. Antes de entrar a la cámara de combustión, durante la etapa de arranque, dicho aire se precalienta hasta 500ºC haciéndolo pasar a través de un precalentador eléctrico. Asimismo, para la etapa de arranque se dispone de un quemador de gas propano que permite subir la temperatura de la cámara de combustión hasta, aproximadamente, 800 ºC.


Sistema de alimentación de combustible El sistema de alimentación depende del tipo de combustible que se vaya a alimentar a la cámara de combustión. En la actualidad, dispone de un dosificador volumétrico (tornillo sinfín) unido a un sistema de inyección neumática. Sistema de limpieza de gases Los gases de combustión, una vez salen del horno, pasan a través de una serie de ciclones, donde se separan la mayor parte de los sólidos que hayan podido ser arrastrados. Posteriormente un filtro de mangas retiene las cenizas volantes que no han sido separadas por los ciclones. Sistema de descarga de sólidos La descarga de sólidos del lecho se hace mediante un tubo que entra por la parte inferior de la cámara de combustión, atravesando la placa distribuidora. Este tubo es móvil y de longitud variable, lo que permite trabajar con diferentes alturas de lecho. Análisis de los gases de combustión En los gases de combustión se realizan de forma continua el análisis de O2, CO, CO2, NOx,

SO2 y CH.

Para el análisis en continuo de O2, CO, CO2, NOx, SO2 y CH en los gases de combustión, se

aspira una corriente de gas del conducto de humos antes del filtro de mangas mediante una sonda de acero sinterizado. Se filtra y acondiciona haciéndola pasar por un refrigerador que trabaja a 2ºC, aproximadamente, en el que se condensa el vapor de agua formado en la combustión. La concentración de O2 se determina mediante un analizador paramagnético, las de CO, CO2,

y SO2 se determinan mediante sendos analizadores de infrarrojos no dispersivos y la de NO,

NO2 (NOx), con analizador de quimiluminiscencia.

De forma discontinua, si se desea, se puede analizar el contenido de metales pesados en los gases de combustión, así como de manera cualitativa el contenido en compuestos orgánicos volátiles.


DIÁMETRO INTERNO (cm) 20

ALTURA (cm) 300

POTENCIA (max.) (Mw) 0.10

TEMPERATURA MÁXIMA (ºC) 900

CAUDAL DE AIRE (Nm3/h) 30-40

CAUDAL DE ALIMENTACIÓN (Kg/h) P.C.S. (Kcal/Kg)

3-10 8000-2500

SUPERFICIE DE REFRIGERACIÓN VARIABLE

Tabla 7.3. Características principales de la instalación LECHO FLUIDIZADO CIRCULANTE La planta piloto de lecho fluidizado circulante cuyo esquema se recoge en la figura 7.4 consta esencialmente de: Cámara de combustión La cámara de combustión es un cilindro de 20 cm de diámetro interno y 650 cm de altura. Su construcción es modular, estos módulos están formados por una carcasa de acero inoxidable con revestimiento interior de cemento refractario. Cada uno de los mismos dispone de diversas penetraciones laterales que permiten la entrada de aire secundario, combustible, absorbente, instrumentación, etc. El sistema de extracción de calor consta de tres grupos de serpentines dispuestos a lo largo de la cámara de combustión, en los que el fluido refrigerante es agua. Tanto la disposición como la superficie de refrigeración es variable dependiendo de las necesidades del momento.


Figura 7.5. Esquema de la planta piloto de combustión en Lecho Fluidizado Circulante del CIEMAT.

Ciclón y rama de retorno Tanto el ciclón como la rama de retorno están construidos en inoxidable con recubrimiento interior refractario. La rama de retorno, al igual que la cámara de combustión, es modular con tramos de un metro y medio metro, respectivamente. Asimismo dispone de múltiples penetraciones para medidas de presión y temperatura, además de una zona donde se puede realizar toma de muestra de sólidos de esta rama. La conexión de la rama de retorno con la cámara de combustión se hace por la parte inferior a través de una válvula de sólidos. Aire de fluidización El aire de fluidización y combustión lo suministra un compresor. El aire primario se introduce por la parte inferior después de pasar por un precalentador eléctrico que eleva su temperatura hasta 500 ºC. Dicho aire se distribuye en la cámara de combustión a través de una placa de campanas. La inyección de aire secundario se puede realizar en múltiples tomas y alturas para adecuarlo a las necesidades del momento. Dicho aire entra en la cámara de combustión frío.


Sistema de alimentación de combustible La alimentación del combustible y absorbente a la cámara de combustión se realiza mediante dosificadores volumétricos montados sobre unas básculas de pesada continua. La introducción de la alimentación se realiza mediante un tornillo sinfín en la parte inferior de la cámara de combustión. Sistema de limpieza y enfriamiento de gases Los gases una vez salen del ciclón se dirigen al filtro de mangas donde se retienen las cenizas volantes que arrastran. Con el fin de adecuar la temperatura de los gases a la que soporta el filtro de mangas, estos gases se enfrían en unos cambiadores que permiten precalentar el aire de fluidización. Sistema de extracción de cenizas Las cenizas de mayor tamaño de partícula que permanecen en el lecho son extraídas del mismo a través de un tornillo sinfín con refrigeración interna y externa para enfriar las cenizas desde la temperatura del horno hasta una temperatura máxima de 80ºC. Instrumentación Las variables que se miden a lo largo del ensayo son: − Caudales de todas las corrientes que entran o salen del sistema (sólidos, aire de fluidización,

humos, cenizas) − Temperaturas a lo largo del lecho y rama de retorno − Presión a lo largo de la cámara de combustión y rama de retorno − Composición de los gases de combustión Para la medida y control de caudales de sólidos se dispone de básculas de pesada en continuo y dosificadores volumétricos que están conectados al sistema de control con el fin de conseguir los valores de consigna del proceso. Los caudales de aire de fluidización (tanto primario como secundario) y el de humos se miden con caudalimétros másicos. La medida de temperatura se realiza mediante termopares tipo K. La presión se mide con manómetros de agua y/o mercurio en paralelo con unos transductores de presión conectados al sistema de control.


En las figuras 7.6 y 7.7 se representan las posiciones que ocupan las medidas de presión y temperatura a lo largo de la instalación.

Figura 7.6. Posiciones de las medidas de presión a lo largo de la cámara de combustión y rama de retorno.


Figura 7.7. Posición de las medidas de temperatura a lo largo de la cámara de combustión y rama de retorno.

Los gases de combustión se analizan en continuo determinando O2, CO, SO2, NOx y CH4. En forma discontinua se determinan los compuestos orgánicos volátiles (COVs) y el contenido en metales. Sistema de control. La planta piloto dispone de un sistema de control, tecnología SCAP, cuya principal característica es que a diferencia de los sistemas convencionales de control, este sistema es adaptativo y predictivo. En este sentido, este sistema de control actúa sobre el proceso no reaccionando al error que ya se ha producido en el mismo, sino prediciendo la evolución de las variables del proceso y aplicando la acción de control que haga que esta evolución predicha sea igual a la evolución deseada.


DIAMETRO INTERNO (cm) 20

ALTURA (cm) 650

POTENCIA (max.) (MW) 0,3

TEMPERATURA MAXIMA (ºC) 900

CAUDAL AIRE (l/min) 2.500-4.000

CAUDAL ALIMENTACION (kg/h) PCS (Kcal/Kg)

15-40 7.000-2.500

SUPERFICIE REFRIGERACION VARIABLE

Tabla 7.4. Características principales de la instalación

7.4.2. Ensayos de co-combustión

De acuerdo con el plan establecido en el proyecto, la valorización energética de los residuos ligeros de fragmentación se va a llevar a cabo en una planta piloto de combustión en lecho fluidizado. La propuesta inicial de la fase experimental era que esta valoración se hiciera en una planta piloto de lecho fluidizado burbujeante pero, debido a algunos problemas presentados durante la fase inicial de la experimentación, se optó por realizar los ensayos en una planta piloto de lecho fluidizado circulante. Los resultados que se obtienen en una y otra instalación, para el objetivo que se ha establecido para este ensayo, a saber, evaluar las emisiones procedentes de la utilización del residuo ligero de fragmentación como combustible en una planta de combustión, no tienen significado especial ya que las condiciones de operación son las mismas (temperatura, exceso de oxígeno), por lo que las emisiones esperadas deben ser las mismas excepto una ligera diferencia en cuanto a las eficacias de combustión a favor del lecho fluidizado circulante A continuación se detallan los problemas encontrados en la etapa preliminar de la investigación, así como los resultados experimentales, cuyo objetivo no era otro que evaluar las emisiones procedentes de la utilización del residuo ligero de fragmentación como combustible en una planta de combustión.


PROBLEMÁTICA DE LA ALIMENTACIÓN Como se expone en apartados anteriores, la muestra de residuo recibido tiene una baja densidad relativa, aproximadamente 0.23. Esto significa que se trata de un residuo muy voluminoso, aunque por el tipo de los materiales que lo integran se compacta fácilmente, adaptando la forma del recipiente que lo contiene y dificultando el vaciado posterior del mismo, pues aunque es un producto formado por multitud de trozos, estos se entrelazan entre sí dificultando su extracción de cualquier recipiente que los contenga. Este es el caso de la alimentación a la cámara de combustión. La alimentación a la cámara de combustión de la planta piloto se realiza desde una tolva cónica con un ángulo mayor de 60 ºC respecto a la horizontal. Desde esta tolva, un tornillo sinfín conduce el producto hasta la propia cámara de combustión. Cuando se inicia la alimentación de producto el tornillo sinfín se pone en marcha y se observa, con gran perplejidad que el producto no sale pasados unos minutos iniciales. Ante este hecho, se piensa que se forman "bóvedas" en la tolva y se actúa haciendo funcionar un eje, dotado de unos brazos, que para este fin tiene incorporado la tolva y que facilita la ruptura de estas bóvedas. Inicialmente la situación mejora pero unos momentos después se comprueba que la situación se vuelve a repetir. Un análisis más profundo del problema, con observación visual del interior de la tolva, puso de manifiesto que el residuo se reorganiza, pasados los primeros momentos de la agitación, permitiendo la apertura de caminos interiores para el paso de los brazos sin que este movimiento perturbe las zonas adyacentes, creándose una especie de cuerpo sólido constituido por multitud de partículas que no deslizan entre sí. Estas dificultades han impedido la realización del ensayo de combustión tal y como estaba previsto en el plan de trabajo trazado dentro de este proyecto, a saber, combustión de residuos sin mezcla con ningún otro material combustible. Las figuras 7.8 y 7.9 ponen de manifiesto lo expresado en los párrafos anteriores. La primera de ellas muestra como el producto permanece estático a pesar de haber quitado la tapa de la tolva, o lo que es lo mismo, el ángulo de apilamiento es de 90º. La segunda muestra como el tornillo sinfín no extrae producto, a pesar de estar girando, al formarse un agujero en el interior de la masa del residuo.


Figura 7.8.

Hay que dejar claro que estas dificultades observadas en el ámbito de planta piloto, en la que los elementos son más pequeños (tolvas, tornillos de alimentación, etc.), no tienen porqué ser iguales en una planta industrial, aunque sí ponen de manifiesto que hay que prestar especial atención a: las características físicas del residuo (tamaño, densidad, aglomerabilidad, etc.), adecuación de los sistemas de alimentación a la cámara de combustión (tornillos sinfín, transporte neumáticos, válvulas alveolares, etc.), sistemas de apilamiento y ensilado, etc. De la resolución de estos problemas va a depender el correcto funcionamiento de una planta industrial. ENSAYOS DE CO-COMBUSTIÓN Las dificultades antes expuestas obligaron a cambiar el plan inicialmente previsto. El plan consistía en hacer unos ensayos de combustión con el residuo de fragmentación de coche como único combustible y caracterizar las emisiones procedentes del proceso (composición de gases de combustión y composición de las cenizas). Para salir de esta situación se buscó una acción alternativa consistente en mezclar el residuo con otro combustible que posibilitara la alimentación. El combustible elegido fue un carbón de poder calorífico similar al del residuo y se prepararon algunas mezclas en distintas proporciones. Con estas mezclas se hicieron pruebas de alimentación y se vio que las mezcla de 80/20 (carbón/residuo) y 85/25 (en peso) eran manejables, por lo que estas fueron con las que se trabajó en un ensayo de co-combustión carbón/residuos.


Figura 7.9.A

Figura 7.9.B

Además se decidió hacer los ensayos en una planta piloto de lecho fluidizado circulante por disponer ésta de sistemas de alimentación (tornillos sinfín) más grande lo que podría facilitar la operación. La experiencia demostró que las decisiones tomadas fueron correctas por lo que se pudieron hacer los ensayos para los que se utilizó como combustible dos mezclas de residuos ligero de coches descontaminados con carbón, procedente de la cuenca de Puertollano, con distintas proporciones en peso (20 y 25% de residuos de coches). En la tabla 7.5, se muestra el análisis inmediato y elemental del carbón de Puertollano.


Base Seca Base Húmeda

ANALISIS INMEDIATO H2O (%) 5.5 M.V. (%) 25.8 24.3

Cenizas (%) 32.3 30.5 C.fijo (%) 41.9 39.6

Suma 100.0 100.0 ANALISIS ELEMENTAL

Ctotal (%) 50.85 48.1 Stotal (%) 0.84 0.8 Ntotal (%) 1.27 1.2 Htotal (%) 3.49 3.3 O total (%) 11.2 10.6

PODER CALORÍFICO (kcal/kg) PCS 4553 4326 PCI 4363

Tabla 7.5. Análisis del carbón utilizado en los ensayos de co-combustión.

Con el fin de estudiar la influencia de la adición de residuos de coches al carbón, como paso previo se llevó a cabo un ensayo utilizando carbón solo como combustible. En la tabla 7.6 se resumen las condiciones de operación y las emisiones obtenidas en los ensayos realizados.

Ensayo 1 2 3 CONDICIONES DE OPERACIÓN M (% ) 0 20 25 Vf (m/s) 4.9 5.7 4.8 T (ºC) 879 879 878 Qg (Nm3/h) 139 173 146 O2 (%) 9.3 6.5 6.2 EMISIONES (base seca y al 6% de O2 en exceso) CO2 (%) 8.9 10.8 11.8 CO (mg/Nm3) 545 381 635 SO2 (mg/Nm3) 1107 857 1208 NOx (mg/Nm3) 197 244 216 N2O (mg/Nm3) 198 261 283 CH4 (mg/Nm3) 20.7 26.5 25 EFICACIAS DE COMBUSTIÓN (%) Ecov. (%)

Tabla 7.6. Condiciones de operación y composición de gases


M: Porcentaje en peso de residuos de coches en el combustible. Vf : Velocidad de fluidización (m/s) T: Media de temperatura en la cámara de combustión (ºC) Qg: Caudal de gases (Nm3/h) Ecov: Eficacia de conversión del carbono de la alimentación (%)

7.4.3. Discusión de resultados

A continuación se hace un análisis de los resultados obtenido durante la etapa experimental de esta valorización energética. PERFILES DE TEMPERATURA En la figura 7.10 se muestran los perfiles de temperatura obtenidos en la cámara de combustión para los distintos ensayos realizados. El estudio de esta figura indica que la temperatura aumenta desde la parte inferior de la cámara de combustión hasta un valor máximo que se produce aproximadamente a 2m de la placa de distribución. A partir de este punto la temperatura disminuye, produciéndose un ligero aumento a 4m de la placa de distribución. El primer comentario que sugiere esta figura es que los perfiles de temperatura de los tres ensayos guardan bastante similitud, lo que pone de manifiesto que el residuo se comporta de manera satisfactoria y que su presencia en la cámara de combustión no altera el funcionamiento de la operación. Esto se confirma también por la experiencia vivida durante la realización de los ensayos en que no se observó alteración ni perturbación alguna que fuera imputable a la presencia del residuo. Un análisis más detallado de esta figura sugiere otros comentarios que a continuación se exponen: − Los perfiles de temperatura indican que la zona donde se produce la mayor parte de la

combustión esta situada aproximadamente a 2 metros de la placa de distribución. En esta zona la combustión esta favorecida porque es el punto donde se introduce el aire secundario. Por otra parte, el aumento de temperatura que se produce a 4m de la placa de distribución podría ser debido a que en esta zona es donde se produce la combustión de los volátiles procedentes de los residuos de coches ya que este aumento es mayor al incrementar el contenido en residuos de la mezcla (Ensayo 3).

− La comparación del perfil de temperatura del ensayo 1 (realizado solo con carbón) y del

ensayo 3 (25% de residuos de coches), ambos llevados a cabo en las mismas condiciones de temperatura y velocidad de fluidización, indica que la combustión de los residuos de coches se produce fundamentalmente en la parte superior de la cámara de combustión, ya que las temperaturas en esa zona son mayores para el ensayo 3 que para el ensayo 1. Esto


es debido a la que los residuos poseen mayor cantidad de materia volátil (63.3%) frente al carbón que tiene 25.8%.

860

865

870

875

880

885

890

895

900

75 93 195 318 420 530

Altura (cm)

T (

ºC)

Ensayo 3 Ensayo 2 Ensayo 1

Figura 7.10. Perfiles de temperatura en la cámara de combustión para los distintos ensayos realizados.

COMPOSICIÓN DE LOS GASES DE COMBUSTIÓN En la tabla 7.7 se muestran parte de los componentes de las cenizas de combustión recogidas en el filtro de mangas (cenizas volantes) para cada uno de los ensayos realizados.


Ensayo 1 Ensayo 2 Ensayo 3

COMPONENTES MAYORITARIOS Y MINORITARIOS Al2O3 (%) 11.9 21.2 22.0 CaO (%) 2.7 3.2 5.4 Fe2O3 (%) 5 6.4 6.4 K2O (%) 1.1 1.9 1.8 Na2O (%) 1.6 0.7 0.7 MgO (%) 1.3 1.2 1.5 MnO (%) 0.08 0.1 0.1 P2O5 (%) 3.2 1.1 1.5 TiO2 (%) 0.4 0.9 1.2 As (ppm) 31 174 148 Ba (ppm) 660 2541 5905 Be (ppm) <5 12 9 Ce (ppm) 60 136 128 Co (ppm) 27 63 46 Cr (ppm) 180 223 302 Cu (ppm) 1325 2045 2888 Mo (ppm) 9 32 45 Ni (ppm) 40 167 199 Sn (ppm) 29 77 94 Sr (ppm) 71 192 295 V (ppm) 56 192 186 W (ppm) 42 115 135 Zn (ppm) 1050 2974 3723 Tabla 7.7. Análisis de las cenizas de combustión recogidas en el Filtro de Mangas (cenizas

volantes) El estudio de esta tabla indica que, en general, el contenido en metales es mayor al aumentar el porcentaje de residuos de coches en la mezcla. Este incremento es muy importante en metales como aluminio, zinc, cobre, vanadio y estroncio. Todos ellos son aportados por los residuos de coches, en los que estos metales están presentes bien formando parte estructural del vehículo (Fe, Al), bien como recubrimiento de las chapas (Zn), bien en la instalación eléctrica(Cu), en las pinturas, recubrimiento de piezas, aleaciones, etc. CONCLUSIONES 1. La fase experimental de este proceso ha demostrado la viabilidad del proceso de

combustión de residuos de fragmentación de coches con la tecnología del lecho fluidizado. 2. Es muy importante estudiar la problemática relacionada con el sistema de alimentación de

residuos al sistema de incineración. 3. El reducido número de ensayos realizados no permite hacer un análisis detallado de los

mismos, ni establecer la influencia de las variables de proceso (temperatura, velocidad de


fluidización, exceso de oxígeno, etc.) en la composición de los gases de combustión. Pero sí es posible ver como influye la presencia del residuo en las mezclas frente a las emisiones procedentes del carbón. A saber:

Emisiones de compuestos de azufre (SO2) La presencia de azufre en el residuo es menor que en el carbón, por lo que las emisiones esperadas de las mezclas deben ser menores. Así lo confirman los ensayos.

Emisiones de compuestos de nitrógeno (NOx, N2O) El contenido de nitrógeno en el carbón es menor que en el residuo. Esto hace que las mezclas tengan un contenido en nitrógeno superior al del carbón, por lo que las emisiones procedentes de las mezclas son mayores que las procedentes del carbón.

Emisiones de volátiles (CH4) El contenido en volátiles de los gases de combustión es mayor para las mezclas que para el carbón. Esto es consecuencia directa del elevado contenido en volátiles de los residuos.

4. El contenido de metales en las cenizas volantes es consecuencia directa de la presencia de los mismos en la composición del residuo.


Existen dos tecnologías dentro de la técnica del Lecho fluidizado: el Lecho fluidizado circulante (LFC), el Lecho fluidizado burbujeante (LFB). Ambas tecnologías pueden trabajar a presión ligeramente superior a la atmosférica o a una presión superior, entorno a los 12 bar, lo que da lugar a las tecnologías de lecho fluidizado atmosférico y de lecho fluidizado a presión (LFP). En ambos casos, los problemas medioambientales se presentan relacionados con las siguientes variables: − Rendimiento del proceso de combustión, utilización del combustible: El LFC obtiene

eficacias de combustión superiores al LFB debido a la recirculación de los sólidos en el LFC. Algunas de las instalaciones actuales de LFB incorporan la posibilidad de recircular las cenizas volantes, con lo que esta diferencia de eficacias se va haciendo menor (alrededor de un 1%).

− Emisiones de NOx: el LFC controla mejor las emisiones de NOx debido a la técnica de

introducir aire en distintos puntos de la cámara de combustión, evitando así zonas muy oxidantes en dicha cámara.

− Emisiones de CO: estas son menores en un LFC que en un LFB, ya que la turbulencia

interna hace que no aparezcan zonas de combustión incompleta, lugar de formación del CO − Emisiones de SO2: es aquí donde el LFC ofrece sus mayores ventajas. La posibilidad de


introducir en la cámara de combustión un absorbente, que captura los gases ácidos que se producen durante el proceso de combustión, es una de las grandes ventajas de esta tecnología. El absorbente más común es la caliza. La eficacia de utilización de la caliza es mayor que en el LFB, al existir mayor turbulencia y atricción entre las partículas, lo que facilita un mejor aprovechamiento de la caliza

− Emisiones de HCl: Las emisiones de ácido clorhídrico (HCl) están presentes

fundamentalmente en aquellas plantas que queman residuos. La tecnología del lecho fluidizado ofrece la posibilidad de la captura simultanea de todos los gases ácidos presentes con el mismo absorbente

− Emisiones de metales: Los metales están presentes en mucho de los residuos que se

incineran. Su emisión al medio ambiente depende de la temperatura a la que se produzca la combustión y de los sistemas de tratamiento posterior de gases con que esté dotada la planta incineradora. La tecnología del lecho fluidizado se caracteriza por su baja temperatura de combustión (alrededor de 850ºC). Esto hace posible que todos aquellos metales, cuya temperatura de volatilización esté por encima de 850ºC, queden formando parte de las cenizas producidas, evitando así su posible dispersión a la atmósfera.


En una planta de lecho fluido nos encontramos ante diversos costes de inversión y de explotación y ante el beneficio obtenido de la venta a red de la energía eléctrica generada (ver figura 7.11).

Planta lecho fluido

RLF, junto con RSUs

Energía eléctrica

Figura 7.11. Esquema para el análisis coste - beneficio de la tecnología de lecho fluido Todas las partes consultadas y la información de que disponemos indican que, para las capacidades de tratamiento en cuestión, construir una planta de lecho fluidizado al propósito para el tratamiento de RLF no sería en absoluto rentable. Por ello, en el presente estudio no se plantea la construcción de ninguna planta nueva de lecho fluidizado para RLF en el horizonte 2000-2006. Esto nos lleva a considerar sólo las dos plantas actuales de lecho fluido existentes en España, para tratamiento de residuos sólidos urbanos y asimilables. Sus capacidades son las indicadas en el apartado 7.2. Teniendo en cuenta lo anterior, el RLF supondría sólo una pequeña parte del volumen total de residuos que reciben dichas plantas. Aunque el RLF presenta unas características un poco


diferentes al resto de RSUs que reciben las plantas, al mezclarse con el resto en una cantidad minoritaria, nada hace suponer que las plantas fueran a recibir un perjuicio o un beneficio económico destacable con este residuo. Por ello, supondremos que el RLF recibe el mismo trato económico que el resto: se paga un canon por kilogramo de residuo tratado. Para la planta de Madrid, el canon actual es 2,81 pts/kg. Aún no se ha establecido el canon para la planta de La Coruña, aunque posiblemente fuera superior. Además, en esta última planta es muy posible que fuera necesario una mayor trituración del residuo para su admisión en el horno, con lo que el canon para el RLF podría sufrir un incremento añadido. En cualquier caso, tomaremos el canon de Madrid, con lo que la gráfica del análisis coste - beneficio para esta tecnología resulta:

-3

-2,5

-2

-1,5

-1

-0,5

0

0 5000 10000 15000 20000 25000 30000 35000


Ing

reso

s (p

ts/k

g)

Figura 7.12. Curva de ingresos netos para cada cantidad de RLF tratado

Por otra parte, no conviene conformarse con este resultado, pues aunque representa la realidad económica para lecho fluido vs RLF, no da idea de cuán rentable es el proceso: el canon podría ser excesivo y disminuir en futuras plantas o por el contrario, ser una cantidad pequeña por estar subvencionada por el Ayuntamiento de Madrid. Debido a esto, se ha llevado a cabo un análisis coste beneficio de la planta de Madrid, explotada actualmente por la empresa TIRMADRID (perteneciente a URBASER). Se ha analizado la cuenta de pérdidas y ganancias de esta compañía pública, auditada anualmente por ARTHUR ANDERSEN. En concreto, se disponía de los datos para 1997 y los datos a fecha 31/08/1998 extrapolados a final de año. Estos últimos son los que se han empleado. Para la amortización de las instalaciones, se han tenido en cuenta los siguientes costes: − Planta incineradora: 7.821 millones ptas. − Planta de tratamiento de RSU (compostaje): 3.438 millones ptas. − Instalaciones comunes: 1.900 millones ptas. Teniendo en cuenta que, aproximadamente, el 55% de los residuos que llegan a la planta se incineran y el resto se reciclan para hacer compost, para la amortización tendremos en cuenta el total del coste de la incineradora y el 55% del coste de las instalaciones comunes. Respecto a los gastos de personal, en el año 1998 trabajaban las siguientes personas en la Cía:


PUESTO Nº PERSONAS

Administración y Dirección 21

Planta reciclaje 50

Planta incineradora 35

Instalaciones comunes 26

Total 132

Tabla 7.8. Número de trabajadores de la compañía. Para los gastos de personal se ha considerado el total de la planta incineradora y el 55% de administración, dirección e instalaciones comunes, teniendo en cuenta el número de personas que trabajan en cada área. En cuanto al neto financiero (ingresos menos gastos), otros gastos de explotación y trabajos para el inmovilizado se ha considerado de nuevo el 55% imputable a la planta de lecho fluido. Respecto a los suministros, el coste del carbón activo (275.330.000 pts) se ha imputado a la incineradora. Del resto (agua, electricidad, etc.), se ha imputado el 55% como mejor aproximación. Finalmente, respecto a los ingresos por venta de energía eléctrica, se han hecho las siguientes consideraciones. La planta tiene instalada una capacidad anual de 200 millones kWh, que corresponde a una incineración de 264.000 toneladas de residuos. El precio de venta está pactado con Unión Fenosa, fijado en 10,48 pts/kWh. En 1998, TIRMADRID trató 410.000 toneladas de residuo, de las que 210.000 se incineraron y 200.000 se reciclaron. Teniendo en cuenta estas consideraciones, tenemos el siguiente resultado:

kwh

ptskwhptsntaenergíaIngresosve 48,10000.000.20

000.264

000.210)( ⋅⋅=


Con todo ello, se obtiene la siguiente tabla:

INGRESOS Y COSTES FIJOS

Concepto Cantidad (pts/año)

Amortizaciones -374.826.087

Gastos personal -252.651.515

Neto financiero -569.329.750

Otros gastos explotación -546.150.000

Trabajos para el inmovilizado 163.350.000

TOTAL (pts/kg.) -1.579.607.352

INGRESOS Y COSTES VARIABLES

Concepto Cantidad (pts/año)

Suministros (carbón activo, agua, electricidad, etc.)

-542.448.500

Ingresos venta energía eléctrica 1.667.272.727

TOTAL 1.124.824.227

NETO (pts/kg.) 5,4

Tabla 7.9. Ingresos y Costes Fijos y Variables Para rentabilizar la planta de lecho fluido, esta cobró un canon en 1998 de 4,041 pts/kg. por incineración y 0,671 pts/kg. por carbón activo, lo que suma 4,7 pts/kg. Con todo ello, se representa la siguiente gráfica:

-8,0

-6,0

-4,0

-2,0

0,0

2,0

4,0

6,0

0 50000 100000 150000 200000 250000 300000

Residuo tratado (t/año)

Ing

reso

s n

eto

s (p

ts/k

g)

Sin canon

Con canon

Figura 7.13. Ingresos netos vs residuos tratados anualmente

Se observa que este canon rentabiliza la planta a partir de 156.000 toneladas. Para las 210.000 toneladas incineradas, los ingresos netos son de 2,6 pts/kg. Se concluye de una forma muy análoga a la cementera: el ingreso neto es negativo, esto es, para rentabilizar el proceso la planta está obligada a cobrar un canon de gestión del RSU. Este


canon dependerá de en qué medida se pueda asegurar el abastecimiento de RSU a la planta, partiendo del hecho de que cuanto más próximo este dicho abastecimiento a la capacidad de la planta, menores serán los costes y menor el canon (o mayor el beneficio). El pequeño volumen de RLF en juego no modifica estas conclusiones. Esto es, el canon de RLF (recordemos que hemos considerado 2,81 pts/kg.) podría variar si cambian las condiciones de abastecimiento de RSU a la planta o plantas de lecho fluido. Al ser este hecho poco probable, las variaciones en el canon no parece que puedan ser significativas en un futuro próximo.


En este apartado se analizan dos escenarios para la valorización energética de residuos de fragmentación provenientes de vehículos fuera de uso únicamente en plantas de tratamiento mediante lecho fluido.

7.7.1. Datos de partida y metodología utilizada

Para evaluar los dos escenarios, se han considerado las previsiones de residuos presentadas en el capítulo 5, los datos de plantas de lecho fluido y fragmentadoras presentados en el apartado 7.2 y el capítulo 5, respectivamente, así como las funciones de transporte de carácter general, desarrolladas en el capítulo 9. Con la información disponible se analiza el conjunto de operaciones de la cadena logística que se muestran en el recuadro oscuro de la figura 7.14:

FRAGMENTACIÓN TRANSPORTEVALORIZACIÓN

EN LECHO FLUIDO

ENERGÍAELÉCTRICA

CHATARRA

UPM-IOL

Figura 7.14. Cadena logística analizada. Como se puede apreciar en la figura 7.14, la cadena logística que se analiza en este apartado es más corta que en los referidos a la valorización de residuos en cementeras, ya que el único coste que se tiene en cuenta en este caso, además de los derivados del transporte, es el canon que se cobra actualmente en las plantas de lecho fluido por la valorización energética de residuos. El valor considerado para este canon es 2.810 ptas/Tm (fuente: Arthur Andersen),


independientemente de la cantidad de residuo o flujo a tratar mediante lecho fluido. En la figura 7.15 se presenta la función de costes unitarios en una cadena logística como la descrita, que consta del canon más el coste unitario de transporte, dependiente este último de la distancia a recorrer entre fragmentadora y planta de tratamiento mediante lecho fluido.

0

1

2

3

4

5

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

Distancia (km)

Coste unitario (pta/kg)

Canon

Transpote


Figura 7.15. Costes en la cadena logística de valorización energética en lecho fluido. Según las consideraciones anteriores, la determinación de la solución más satisfactoria para que los residuos producidos en cada fragmentadora se valoricen en una u otra de las dos plantas de lecho fluido existentes, sólo dependerá de la distancia que exista entre dichas plantas y la fragmentadora correspondiente. Solamente se consideran las dos instalaciones de lecho fluido mencionadas, con sus respectivas limitaciones de capacidad. De esta forma, el problema consiste en seleccionar qué fragmentadoras enviarían residuos a la planta de lecho fluido de Madrid, y cuáles lo hacen a La Coruña. La aplicación del modelo general, detallado en el capítulo 9 (cánones distintos en diferentes plantas de lecho fluido), a este caso particular, se reduce a realizar la asignación de una planta de lecho fluido para cada fragmentadora, seleccionando exclusivamente en función de la distancia (se elige la planta de lecho fluido más próxima). Esto es debido a que se ha considerado el mismo canon en las dos plantas de lecho fluido. De un escenario (2000) a otro (2006), no se han considerado posibles cambios en los puntos de destino, ya que la dimensión mínima que se considera operativa actualmente es muy grande en relación con la producción de residuos de VFU. Por ello, no se ha previsto la instalación de nuevas plantas de lecho fluido dedicadas exclusivamente a la valorización energética de residuos de vehículos fuera de uso. En el mapa 7.2 se muestran gráficamente las variables objeto de selección (todos los posibles


pares entre fragmentadoras y plantas de lecho fluido), de manera que cada fragmentadora aparece unida con las 2 plantas de lecho fluido. Se selecciona el segmento que tiene asociada una menor distancia real por carretera.

UPM-IOL

Mapa 7.2. Situación de partida para la valorización en lecho fluido. En el mapa 7.2 aparece una línea discontinua gruesa que representa la separación de las zonas de influencia de las dos plantas de lecho fluido siguiendo el criterio distancia, como se ha justificado anteriormente. De acuerdo con las consideraciones realizadas respecto a este caso particular, las asignaciones en los dos escenarios objeto de estudio van a ser las mismas, ya que no se espera que las distancias por carretera cambien sustancialmente (mapa 7.8). Por tanto, de un escenario a otro únicamente variaría el grosor de las líneas en el mapa 7.8, representativo del flujo en toneladas anuales, y otros indicadores en términos absolutos, como costes y ocupación de instalaciones, como se presenta a continuación. Como se puede apreciar en el mapa 7.3, en cualquier caso, sólo dos plantas fragmentadoras enviarían residuos a la planta de A Coruña (una situada en Asturias y otra en A Coruña), mientras que en el resto de los casos los residuos se valorizan en la planta de Madrid, por ser menor la distancia que separa a los distintos orígenes de esta última planta.


UPM-IOL

Mapa 7.3. Resultados para la valorización en lecho fluido en el año 2000.

7.7.2. Escenario del año 2000

En el escenario considerado para el año 2000 se utilizan los datos de producción de residuos en fragmentadoras correspondientes a las previsiones de bajas para dicho año. Un resumen cuantitativo de los resultados presentados gráficamente en el mapa 7.3 aparece en la tabla 7.9, donde las dos primeras filas corresponden a la valorización de residuos en la planta de lecho fluido de A Coruña, mientras que el resto se refieren a la planta de Madrid. En dicha tabla se recoge los datos correspondientes a: COD, código de la planta fragmentadora o de lecho fluido.

CT (en millones de pesetas), coste anual derivado de la valorización energética incluyendo el de transporte. En este caso, puede considerarse este coste referido a cada fragmentadora, ya que el destino resultante para los residuos de cada una de las fragmentadoras es único.

CU (en pts/kg.), coste unitario derivado de la valorización energética incluyendo transporte.


VE (en t/año), valorización energética anual de residuos de vehículos fuera de uso.

Asimismo, en negrita se indican las cifras totales, tanto para la planta de lecho fluido de A Coruña, como para la planta de Madrid. En este caso, el factor FU (en %) se refiere a la utilización de la planta de lecho fluido para la valorización energética de residuos VFU con respecto a su capacidad máxima en el año 2000.

COD CT CU VE FU FAS 49,6 8,7 FCO 11,3 3,3 LCO 60 9100 2% FAL 58,4 10,6 FB1 174,2 14,5 FB2 101,8 14,9 FB3 117,8 13,8 FCA 173,1 15,2 FGR 72,3 11,2 FM1 20,1 3,1 FM2 23,7 3,3 FM3 21,4 3,3 FNA 29,6 10,4 FPA 23,1 8,1 FS1 85,0 13,0 FS2 68,6 13,6 FV1 10,8 9,5 FV2 83,7 9,8 FVI 126,4 11,1 FZ 4,9 8,6 LM 1200 110900 42%

Elaboración: UPM-IOL Tabla 7.9. Resultados para la valorización en lecho fluido en el año 2000.

En relación con los resultados presentados en la tabla 7.9, puede destacarse que: − Los costes totales resultantes para el conjunto español son mucho mayores que los

resultantes en el caso de las cementeras: más de un 50% superiores. − La ocupación dedicada a valorización energética de residuos de VFU en la planta de A

Coruña resulta aceptable, pero la que se dedicaría en Madrid (42%) parece excesiva para una planta de propósito general, cuyo principal objeto en la actualidad es el tratamiento de residuos urbanos. Además, es posible que los efectos medioambientales de tal volumen de valorización energética hicieran inviable la solución obtenida.

− Las necesidades de transporte en las asignaciones realizadas desde fragmentadoras muy

lejanas respecto a la planta de lecho fluido, pudieran generar problemas de carácter medioambiental y político-administrativo (hay residuos que atraviesan varias comunidades autónomas). Este tipo de problemas podría también acarrear la infactibilidad de la solución.


7.7.3. Escenarios en el año 2006

Con respecto al escenario anterior, el único cambio que se produce en el año 2006 es una mayor producción de residuos en las fragmentadoras. Los resultados van a ser análogos a los del año 2000 pero con un mayor flujo entre las fragmentadoras y las plantas de lecho fluido. En concreto, para 2006, al aumentar la producción de residuos prevista en un 20% respecto a 2000, otro tanto sucede con los costes totales, así como con las cantidades de residuo valorizado y la ocupación de las instalaciones de valorización energética, como se muestra en la tabla 7.10.

COD CT CU VE FU FAS 59,0 8,7 FCO 13,4 3,3 LCO 70 11000 2% FAL 69,5 10,6 FB1 207,3 14,5 FB2 121,1 14,9 FB3 140,2 13,8 FCA 206,0 15,2 FGR 86,0 11,2 FM1 23,9 3,1 FM2 28,2 3,3 FM3 25,5 3,3 FNA 35,2 10,4 FPA 27,5 8,1 FS1 101,2 13,0 FS2 81,6 13,6 FV1 12,9 9,5 FV2 99,6 9,8 FVI 150,4 11,1 FZ 5,8 8,6 LM 1430 132000 50%

Elaboración: UPM-IOL Tabla 7.10. Resultados para la valorización en lecho fluido en el año 2006.

En el escenario del año 2006, todos los indicadores de carácter relativo son iguales que en el escenario 2000, excepto la utilización para la valorización energética de VFU de las plantas de tratamiento mediante lecho fluido, que ha aumentado un 20%. Por lo tanto, en este escenario podrían agravarse los problemas medioambientales anteriormente mencionados. Como conclusión, el análisis del sistema logístico configurado en torno a la valorización energética de residuos de fragmentación mediante tratamiento en lecho fluido, con la información disponible, muestra que se trata de una tecnología con resultados económicos ampliamente negativos. A cambio, puede destacarse la robustez de los costes unitarios que se obtendrían, por cuantos posibles cambios en la generación, producción o flujos de residuos de VFU esperados no influyen significativamente en los resultados económicos.

8. Valorización por pirólisis Página 131

8. VALORIZACIÓN POR PIRÓLISIS

Los apartados 8.1 a 8.6 fueron realizados por NOVAFIN, y el apartado 8.7 fue elaborado por la UPM.


La Pirólisis es un tratamiento de residuos, clásicamente utilizado en procesos químicos que no se utiliza con el objetivo de asegurar directamente la destrucción completa de los mismos, sino su transformación en materiales y en materias primas utilizables posteriormente. La termorreducción de la materia orgánica es la puesta en practica de desplazamientos del equilibrio de constitución de moléculas orgánicas complejas que, bajo efecto del calor, se dividen en moléculas más simples. La reacción de termorreducción debe realizarse en un entorno químicamente inactivo, en atmósfera reductora, ya que la introducción de oxígeno provoca la combustión de al menos una parte de los principales constituyentes de las moléculas, carbono e hidrógeno. Es un tratamiento semejante al de la fabricación de carbón vegetal que antiguamente se realizaba en las carboneras. En algunos países de África se utiliza desde tiempos inmemorables para fabricar carbón vegetal, el carbón vegetal obtenido de esta manera es más ligero y reactivo que la madera. Esta reacción de termorreducción de los materiales se puede aplicar a todas las materias de origen o de constitución orgánica, entre los que se encuentran los productos procedentes de la química del petróleo y la del carbono, por tanto a los residuos procedentes del sector de la automoción, residuos ligeros procedentes de fragmentadoras de vehículos y neumáticos fuera de uso. Esta tecnología ha adquirido una gran importancia estos últimos años ya que permite recuperar los componentes iniciales de los residuos, en forma de gases, líquidos y sólidos. Además, presenta menos problemas de contaminación que la combustión directa de los residuos. La Pirólisis se define como una serie de reacciones de descomposición térmica (craqueo, deshidratación, volatilización, y recondensación) en ausencia de agentes exteriores. Idealmente, la reacción debe transcurrir en ausencia total de aire, para evitar cualquier tipo de reacción de combustión parásita, en estas condiciones el residuo, no arde pero libera sus constituyentes iniciales petroquímicos, dando lugar a: − Una mezcla de gases (metano, etano, propileno, etileno, CO2, CO...), perfectamente

utilizables una vez limpia, bien para uso interno, como para generar energía.

− Una serie de líquidos (fenoles, hidrocarburos y aceites pirolíticos provenientes de los vapores condensables), todos estos productos utilizables en la industria petroquímica.


− Productos sólidos como: El negro de humo utilizable en la fabricación de los neumáticos, carbón en polvo que se puede utilizar para la fabricación de carbones activos o como combustible, metales e inertes.

Los gases de pirólisis, tienen un poder calorífico aproximado de 10.500 Kcal / Kg. y se utilizaran, como combustible, para producir energía, bien sea para consumo interno y / ó para generar electricidad en régimen especial. Aceites pirolíticos: Aparte de su elevado poder calorífico, que se aproxima a los 7.500 Kcal/Kg., la fracción de benceno / tolueno / xileno (BTX) que contienen estos aceites, puede destinarse a las industrias petroquímicas mientras que la fracción altamente insaturada puede servir para fabricar resinas y sustancias plastificadoras. Otras nuevas aplicaciones de los aceites, previstas para un futuro próximo, son: aromas alimenticios, sucedáneos de azúcar para diabéticos, compuestos que aumenta el índice de octanos de la gasolina, etc. Productos sólidos: El carbón activo, se utiliza en depuración, el negro de carbono se dirige hacia las industrias de caucho, los metales se reciclan en altos hornos, y las fibras de vidrio se pueden utilizar como material aislante en la industria de la construcción y su poder calorífico es de 4.100 Kcal/Kg. Obviamente, el porcentaje de cada una de las fases depende del tipo de tecnología utilizada y del ajuste del proceso. TIPOS DE PIRÓLISIS Según el medio de transmisión de calor, los procesos de pirólisis se clasifican en dos grandes categorías: − Autotérmicos: El calentamiento de los residuos, se efectúa por contacto directo con una

sustancia caloportadora (gas, aceite, esferas cerámicas, etc). Este tipo de calentamiento se utiliza cuando se pretende alcanzar la temperatura final de descomposición en tiempos muy cortos.

− Alotérmicos: Los residuos y el elemento calefactor están separados por una frontera física (paredes del reactor).

Cuando se tiene en cuenta la velocidad de transmisión de calor y la presión de la operación los procesos de pirólisis se clasifican como: Pirólisis lenta a presión atmosférica (objetivo ---> sólido). Este proceso es muy antiguo y a recibido también el nombre de carbonización, ya que tenía como meta producir carbón vegetal. La velocidad de calentamiento es inferior a 2º C / s. y la temperatura no supera 400-500 º C.

Pirólisis a presión reducida (objetivo ---> líquido). Cuando la pirólisis se realiza a baja presión, próxima al vacío, el tiempo de residencia en el reactor de los productos volatilizados es de algunos segundos, con lo que se eliminan reacciones de recondensación. Esta técnica conduce


a una mayor proporción de líquidos que la anterior por lo que, en ocasiones, se denomina “destilación seca”.

Pirólisis flash (objetivo ---> gas). El tiempo de residencia de los gases en el reactor es generalmente inferior a medio segundo. Este proceso necesita tecnologías avanzadas ya que requiere temperaturas muy elevadas, que oscilan entre los 600 a 1.200º C, y la transferencia de calor debe ser extremadamente rápida. Por este método, se producen fundamentalmente gases, por lo cual puede hablarse de gasificación no oxidante.

Los procesos pirolíticos pueden llevarse a cabo en distintos tipos de reactores. Entre los más utilizados, se pueden citar los siguientes. En función de la dirección del flujo del producto en verticales u horizontales; también se utilizan Hornos multipiso, cuyo funcionamiento es similar a una torre de destilación fraccionada. Estos hornos tienen la ventaja de poder recoger en cada piso ó nivel, las fracciones de aceite de diferente composición, según la temperatura de trabajo de cada nivel. Otros modelos utilizados son: Reactores rotatorios, Reactores de corrientes paralelas, de Lecho poroso agitado y de Lecho fluid izado. La temperatura de operación varía entre los 450º C y 1.100º C y la distribución de los productos obtenidos es muy variada, según las condiciones operatorias: Sólido, 16-50%; Aceite, 21-65%; Gases, 2-51%. En general, a medida que aumenta el límite máximo de la temperatura de trabajo, la fracción de gases también aumenta, en detrimento de la fracción de aceites. El negro de carbono obtenido en condiciones de vacío es de calidad superior. Las razones por las que se debe favorecer comercialmente la pirólisis al vacío son las siguientes : − No hay entrada de aire exterior, con lo que se evita todo tipo de combustión; así pues,

puede asegurarse la existencia exclusiva de reacciones pirolíticas.

− Al no haber posibilidad de entrada de aire, se reduce el riesgo de incendio.

− El costo de la instalación es inferior al de otros tipos de tratamientos térmicos.

La Pirólisis que actualmente se comercializa en España, con el nombre de TERMÓLISIS, es mas sencilla y no suele producir aceites pirolíticos ya que, en la actualidad, son de difícil comercialización. Con esta tecnología se pueden tratar los diferentes residuos orgánicos del sector de la automoción y se pueden construir plantas, siempre que las autoridades competentes las apoyen, con dos líneas de tratamiento una para neumáticos (N.F.U.) y otra para residuos de fragmentadora de vehículos (D.F.V.).


8.1.1. Descripción del proceso

En este epígrafe se describe un proceso seleccionado entre los posibles, aunque puede ser sustituido por otro similar, si se comprueba a través de demostraciones hechas por los fabricantes del sector, más eficaz y /ó económico. Se concebirá la Planta de Valorización como un conjunto de actividades independientes entre sí, particularmente adaptadas a las necesidades específicas de tratamiento de las diferentes líneas de residuos y dotadas de todos los elementos necesarios que aseguren las funciones asignadas, pero a las que se les pueda sumar equipos que permitan la interconexión entre ellas formando, de esta manera, un conjunto flexible. Los sistemas que componen el proceso son los siguientes: − Suministro de residuos. − Recepción, almacenaje y preparación de los productos en planta. − Secado de los residuos. − Termolización o Pirólisis de los residuos. − Generación de energía. SUMINISTRO DE LOS RESIDUOS Los neumáticos presentan una geometría tal, que el volumen que ocupan respecto al peso que se transporta es muy elevado. Lo mismo, aunque en menor medida, sucede con los residuos que proceden de las fragmentadoras de vehículos. El suministro de residuos a la planta se puede apoyar en una red de recogida soportada en un conjunto de estaciones de transferencia, en las cuales se realizará una primera clasificación, ya que el neumático puede estar en buen uso o estar en condiciones de ser recauchutado, estratégicamente situadas y aceptada su integración por los diversos Ayuntamientos y Comunidades. En el caso de los neumáticos y para evitar la oposición de los ciudadanos a la implantación de nuevos centros de transferencia y tratamiento de este tipo de residuo, se podrían utilizar como centros de transferencia, los actualmente existentes para R.S.U., además de reservar un espacio para este fin en los propios vertederos, de esta forma contaríamos con suficientes puntos de acumulación y clasificación de neumáticos. Para tenerlos depositados el menor tiempo posible y abaratar los costes de transporte, se puede disponer de una Planta móvil de trituración, que será la encargada de una primera trituración del residuo, de esta forma no transportaremos aire, hasta las plantas de tratamiento o valorización. Las plantas necesarias de tratamiento y valoración deberían instalarse lo más cerca posible de las mayores concentraciones actuales de este tipo de residuos y de las plantas fragmentadoras


de vehículos. Además, estas ultimas se podrían utilizar para triturar neumáticos en épocas de parada, con el consiguiente ahorro en transporte e inversiones. Con esta red de recogida, aprovecharemos las infraestructuras existentes, sin necesidad de nuevas inversiones. RECEPCIÓN, ALMACENAJE Y PREPARACIÓN DE LOS RESIDUOS EN LA PLANTA A la entrada de la planta, se controla la carga de los vehículos en un puente de báscula de pesaje automático. Tras ser verificado el peso de los residuos, éstos se almacenan en la fosa de recepción destinada al efecto. Después del desmenuzado previo en cada E.T., es necesario homogeneizar el tamaño de los residuos, mediante calibrado, con la finalidad de facilitar su acceso a los termolizadores y optimizar su tratamiento posterior. La cadena del proceso se inicia desde la fosa de almacenaje con la alimentación, mediante una cinta alimentadora de aprovisionamiento continuo del material en bruto, a una tolva de recepción, cuyo bocal estará equipado con dispositivo separador para forzar la evacuación lateral de aquellos residuos fuera de calibre. Los residuos fuera de calibre, se dirigen a la alimentación de una máquina trituradora, especialmente equipada con dispositivos automáticos de corte, para dilacerar los diversos tipos de residuos a las dimensiones deseadas. Una vez troceados los residuos al calibre óptimo, se vierten a las cintas transportadoras que los conducen a las tolvas de almacenaje intermedio en espera de la fase siguiente del proceso. Desde estas tolvas el residuo es conducido, en su caso, a la tolva alimentadora del secador, si se trata de residuo ligero de fragmentadora, ó, en general, a la tolva alimentadora de los hornos de pirólisis. SECADO DE LOS RESIDUOS En una segunda fase se procede al secado de los residuos, ya triturados. Esta fase se realiza a presión atmosférica normal, con transferencia de calor por medio de aire caliente que circula en circuito cerrado, con condensación intermedia de vapores. El secado previo de los productos sólo es necesario si la tasa de humedad absoluta inicial del residuo es superior al 10%. Para valores inferiores, esta fase no es, técnicamente, necesaria en el proceso ya que el oxígeno aportado al proceso, en el craqueo de esa pequeña cantidad de vapor de agua, es irrelevante. Por ello, el secado previo es necesario en el tratamiento de todos los residuos procedentes de fragmentadora (D.F.V.) pero queda excluido, casi siempre, en el tratamiento de los neumáticos (N.F.U.) por razones lógicas.


El secado de los residuos sólidos da lugar a una condensación total del vapor de agua extraído, por lo que es necesario el tratamiento del agua residual en una pequeña depuradora de tal forma que el agua evacuada cumpla totalmente la normativa de vertido de aguas. No se produce emisión alguna de gases a la atmósfera. PIRÓLISIS DE LOS RESIDUOS En el proceso que se describe, el residuo sufre una reducción y craqueo de las grandes moléculas que componen sus cadenas, a una presión levemente inferior a la normal y a una temperatura que oscila entre los 450º C a 650º C La termorreducción de las materias orgánicas consiste en desplazar el punto de equilibrio de una reacción exotérmica e irreversible en la cual, determinadas moléculas orgánicas complejas se rompen a temperaturas próximas a los 450º C, formando moléculas simples de hidrocarburos ligeros con cadenas de un número de carbonos menor que cinco. El proceso comienza cuando los residuos seleccionados son introducidos, en continuo, desde cada una de las tolvas dosificadoras al horno respectivo, según el residuo de que se trate. Es decir, cada tipo de residuo se procesa en el seno de un reactor específico, propio e independiente de los restantes. El reactor seleccionado es del tipo de horno giratorio, que funciona con atmósfera controlada en su interior, de cuerpo cilíndrico y envolvente estanca instalado en el interior de una carcasa metálica, convenientemente aislada en la cual se disponen los diversos elementos calefactores del reactor. Cada reactor está equipado con una bomba de vacío, que envía los vapores a una línea de refrigeración de gases, denominada quench, cuya temperatura se regula mediante serpentines por los circula agua a presión. Los vapores se tratan, primeramente, en una cámara separadora donde se enfrían. La fracción condensable (mezcla de aceites pirolíticos) se separa en una batería de condensadores, con temperatura regulada por medio de una bomba, este combustible se canaliza hacia tanques para su almacenamiento, venta, uso en calderas o generación de energía.

La fracción de gases incondensable se lleva por medio de una bomba de vacío, a un depósito de gas, donde queda almacenada en condiciones normales de presión y temperatura. Los sólidos, una vez carbonizada la fracción orgánica, se conducen mediante un extractor, desde el horno termolizador a una línea de separación de productos, compuesta por un conducto de refrigeración forzada, un depósito de flotación y una torre separadora. Los productos obtenidos son el residuo sólido carbonoso limpio y una fracción químicamente inactiva, compuesta esencialmente por los metales constitutivos de los residuos tratados e inertes, generalmente tierras que estaban mezcladas con los residuos, y una fracción contaminada con metales pesados que puede ser inertizada mediante un proceso de vitrificado por plasma.


GENERACIÓN DE ENERGÍA Los productos gaseosos y /ó líquidos se pueden utilizar como combustible en una planta clásica de generación de energía eléctrica. Para obtener un mayor rendimiento energético se ha estudiado un montaje en ciclo combinado compuesto por una turbina de gas, una caldera de recuperación con quemador de post-combustión y una turbina de vapor a condensación. El gas de síntesis (G.T.T.) generado en la planta de pirólisis se enfría y almacena hasta su utilización. Con este almacenamiento intermedio de combustible se dota a la planta de una gran versatilidad asegurando, al mismo tiempo, la continuidad del funcionamiento de la planta de producción de energía eléctrica. El gas (G.T.T.) presenta una capacidad calorífica, en términos de P.C.I., que oscila entre 10.000 y 11.000 kcal/kg., y puede ser enriquecido, en esta fase, por combustible convencional en cantidad tal, que no supere el coeficiente establecido en la normativa vigente para las plantas de producción de electricidad mediante energías renovables.. Los criterios básicos utilizados en la definición del sistema han sido los siguientes: Garantía en las condiciones del vapor, tanto en presión como en la pureza del mismo. Este criterio está impuesto como consecuencia de la inyección de vapor a la turbina de gas, al objeto de aumentar la producción de energía eléctrica frente a la producción de calor y a su utilización en la fase de secado.

Funcionamiento en continuo de ambas turbinas a lo largo del año, excepto las paradas de mantenimiento preventivo programadas.

El proceso se desarrolla como sigue. La turbina de gas comprime y quema en la cámara de combustión, el combustible almacenado en el depósito, generando energía eléctrica. Los gases calientes de escape de la turbina son introducidos en la admisión de la caldera de recuperación, elevándose su contenido energético mediante un quemador de postcombustión. La caldera de recuperación produce vapor a dos niveles, para de esta forma satisfacer la demanda calorífica en cualquier punto del proceso. El nivel de alta presión (A.P.), se conduce directamente a la turbina de vapor y a la sección de baja de la turbina de gas para dotarla de una inyección de vapor. El nivel de baja presión (B.P.), satisface las necesidades de calor del resto del proceso, tales como el secado de los residuos y otros. El vapor saliente de la turbina, a este nivel de presión, se conexiona a la red general de distribución de vapor a B.P que alimenta las fases del proceso, consumidoras de vapor.


El vapor de A.P. alimenta el proceso de combustión en la turbina de gas. El resto del vapor producido alimenta una turbina de vapor a condensación, que incrementa la producción de energía eléctrica. La salida de la turbina de vapor será en forma de condensado, al objeto de aumentar el rendimiento del ciclo. El control de vapor generado se efectúa a partir de la señal de presión, para cada nivel de la caldera, modulando el caudal de combustible que debe alimentar al quemador de postcombustión. Esta toma será complementada con una acometida externa de gas natural que mantendrá los niveles de vapor deseados, siempre que el caudal de gas utilizado no supere los coeficientes, medidos en razón del poder calorífico inferior del combustible primario y del gas, que marca la legislación vigente. INYECCIÓN DE VAPOR La cantidad de NOx contenida en los gases de escape de la turbina se reduce sensiblemente con la inyección de vapor de agua cerca de los inyectores de combustible. También se inyecta vapor de agua a la salida de las lumbreras de descarga del compresor con lo que se aumenta la masa de fluido que circula a través de la turbina de gas, incrementando el rendimiento de la operación y refrigerando, además, las zonas más calientes de la turbina. MEZCLA DE COMBUSTIBLES La turbina puede quemar gas natural G.N., gas de síntesis fabricado en la planta G.T.T., así como una mezcla de ambos gases. Todos los inyectores que equipan la turbina estarán calibrados para mezclar ambos gases en la relación máxima del 0,30, permitiendo variaciones del Índice de Wobbe de hasta el 7%, absorbibles por el sistema de combustión, a una velocidad máxima de 0,3% por segundo. La demanda interna de energía se concreta en la necesidad de vapor en la turbina de cola del sistema y las inyecciones de vapor en la turbina de gas, con lo que la entalpía de los gases salientes de la turbina de gas se utiliza para generar vapor en la caldera de recuperación. En su forma más genérica, la caldera funciona como un intercambiador de calor gas - vapor. En la selección de la caldera de recuperación se debe de tener en cuenta no sólo el montante de la inversión, sino también el coste de operación, que está determinado por el perfil de las temperaturas en su interior. Este perfil determina, tanto la producción de vapor como el consumo de combustible en la fase de postcombustión. En la planificación de la producción de energía de la planta se ha considerado un paro de 20 días / año, para cada turbina, con el fin de proceder al mantenimiento preventivo de las


instalaciones. En el paro programado no deben coincidir ambas turbinas, por lo que en fase de mantenimiento de la turbina de gas, el grupo de la turbina de vapor funcionaría con la caldera como generadora directa del vapor a turbina, mediante el quemador de postcombustión. En la fase de mantenimiento de la turbina de vapor, el grupo turbocompresor de la turbina de gas funcionaría en ciclo simple.


Con la información disponible (fuente: NOVAFIN), en la actualidad no existen instalaciones de pirólisis en España que se adecuen a la valorización energética de residuos provenientes de vehículos fuera de uso. Con respecto a esta tecnología, se ha considerado la posibilidad de instalar plantas para la valorización energética de residuos de VFU en las ubicaciones actuales de las plantas fragmentadoras donde se produce este residuo. Asimismo, se contemplan dos dimensiones diferentes para estas plantas: una con una capacidad anual de valorización energética de 20.000 toneladas de residuo y otra de 30.000 toneladas.

Mapa 8.1. Localizaciones preseleccionadas para las plantas de pirólisis. Fuente FER


Por lo tanto, el mapa 8.1 es idéntico al mapa de fragmentadoras, salvo que las etiquetas de cada instalación contienen el código comenzado en T en vez de F, que identifica el lugar como candidato a la localización de una planta de pirólisis.


8.3.1. Disposiciones generales

Los módulos-tipo seleccionados, después de comprobar la producción de residuos de fragmentadora son de 1,30t/ h de capacidad de tratamiento por lo que para las plantas de 30.000 t / año serán necesarios tres módulos de 1,30t/ h , para la de 20.000 t / año, dos módulos de 1,30t/ h y para la de neumáticos fuera de uso un modulo de 1,30t / h respectivamente, con las características que se muestran a continuación:

Proceso: Temperatura de proceso (ºC)

Reactor pirolítico 450 – 650 Temperatura de combustión en la Cámara de Combustión Secundaria – CCS > 1200

Datos del proceso

Capacidad de producción 3,90t/h - 2,60t/h 30.000- 20.000 t/año Combustible auxiliar. Reactor pirolítico (t/h) 0,280 Coque (t/h) 0,800 Cantidad de gas de combustión (Nm3/h) 68.000- 56.000 Agua de refrigeración cámara (“SDA”) (t/h) 3.200 Temperatura de gas de combustión Salida de la cámara (“SDA”) (º C) 150

Cantidad de gas de combustión (Nm3/h) 67.500- 54.000

La planta de destrucción de residuos lleva cuatro elementos:


1. Una instalación de recepción y almacenamiento

2. Una instalación de secado

3. Una instalación de tratamiento térmico en ausencia de oxigeno

4. Una instalación de valorización de los combustibles

Cada uno de los subconjuntos de la instalación global puede ser una instalación individual, pero hay que considerar que su funcionamiento está subordinado al funcionamiento de la reacción térmica.; este a su vez está subordinado a la existencia y disponibilidad de productos preparados; y la preparación de los productos está, a su vez, subordinada a su existencia y a la disponibilidad de materias brutas.


8.3.2. Descripción de las instalaciones

INSTALACIONES DE RECEPCIÓN Y ALMACENAMIENTO DE LOS PRODUCTOS Los productos brutos destinados a ser destruidos en un planta procederán de las fragmentadoras de vehículos y presentan generalmente mas de un 10% de humedad relativa, tendremos por tanto que equipar la instalación de secadores mediante tambores rotantes. Opcionalmente se puede equipar con un triturador-calibrador específico de “residuos industriales” y de equipos de desferrallado magnético, e incluso se puede pasar por un tamiz con el fin de retirar parte de las tierras e inertes. La instalación debe ser capaz de tratar 30.000 t /año de residuos brutos, es decir, 4 t / h. en régimen continuo, tanto de noche como de día, por lo se disponen almacenamientos programados de los productos que se van a tratar. El módulo mínimo de estocaje se cifra en tres días normales de producción es decir 288 t de productos. Por otra parte, el reparto en el transcurso del año de los días laborales y de los días festivos nos impone disponer de capacidades de almacenaje de los productos brutos de, al menos, tres días completos a la vista de un puente festivo; esto debe corresponder el menos a cuatro jornadas completas de producción de la planta, 384 t. Las instalaciones de aprovisionamiento deberán, por tanto, estar concebidas con una fosa de almacenamiento con capacidad de albergar este volumen de residuos, es una instalación de almacenaje clásica que debe tener un dispositivo contra incendios, al tratarse de un residuo autoinflamable al elevarse la temperatura atmosférica . La gestión de almacenaje se realizará por medio de un cargador automático instalado al comienzo de una cinta, que garantizará la transferencia de la cargas interpuestas y el aprovisionamiento de los secadores. LÍNEA DE SECADO DE LOS RESIDUOS BRUTOS Para que el proceso sea eficaz se debe trabajar con productos secados previamente, hasta alcanzar un grado de humedad máximo del 10%. De esta forma, las instalaciones de secado constituyen el primer módulo dentro de la línea de tratamiento de la planta. La instalación de preparación de los residuos está compuesta por un conjunto de transportadores que trasladan los productos desde la instalación de almacenaje hasta la tolva de estocaje, con capacidad para el suministro diario. En la base de la tolva de estocaje se sitúa un calibrador clásico adaptado al uso de los productos que se van a calibrar adaptado a un transportador de banda que vierte los productos


a la tolva dosificadora de secado. Ambas tolvas se han dimensionado según las siguientes hipótesis: deberán almacenar 12 horas de producción y dispondrán de un volumen suficiente para almacenar 96 t de residuos. Las tolvas conforman un volumen cilíndrico montado sobre un chasis de realizado en estructura metálica en cuyo cono de salida se adapta un extractor que conducirá los residuos al secador. Las dimensiones de los principales elementos son las siguientes: Anchura total de la tolva (horizontal del plano perpendicular al eje del secador): 10 m

Diámetro de la tolva (en el eje de los secadores): 3,00 m

Altura total de la tolva en el eje de simetría: 4,00 m

Altura de los pilares. 5,00 m

Altura del faldón: 2,00 m

El dispositivo alimentador del secador funcionará en continuo, garantizando la fase de preparación final de los productos que, por medio de transportadores específicos, serán conducidos a las tolvas de estocaje de los productos secos y calibrados. La instalación completa del secador de residuos, previa a la termolización, funciona en circuito totalmente controlado de 5 t / h de capacidad de evaporación. El conjunto presenta las siguientes dimensiones:

Longitud: 9,00 m. Anchura: 2,40 m. Altura: 3,50 m.

Dentro del secador el conjunto de los productos es removido y mantenido en contacto hasta el secado deseado, con una humedad no superior al 10%. La velocidad de rotación del secador se garantiza mediante un motor hidráulico de 4 kw de potencia. Los productos secos son extraídos y llevados hacia la tolva de almacenamiento mediante un transportador estanco. El agua de condensación se conduce a una instalación de tratamiento de aguas, dentro de la misma planta, antes de su vertido final.


CONJUNTO DE TRATAMIENTO TÉRMICO A continuación de la línea de secado viene la instalación térmica propiamente dicha, que además del reactor de pirólisis comprende los equipos automatizados de lavado de gases y de reciclaje de los productos no saturados si fuese necesario y que no han sido totalmente tratados. La instalación térmica asegura el reciclado de los residuos inertes, materias orgánicas, celulosa y productos contaminados de sales de metales pesados, y la producción de productos energéticos en forma de gas, fuel y carbón. Los reactores de pirólisis responden a diseños específicos de cada fabricante; en este estudio se propone un reactor de tipo giratorio con una capacidad de 4 t / h y unas dimensiones exteriores de 12,00 x 3,20 x 3,50 m de alto y otro de 1 t / h . El calentamiento de la masa reaccionante se realiza, según los modelos, mediante gas o electricidad. Dispone de un sistema de alimentación conectado a la tolva de almacenamiento y tiene una pieza de extracción del horno que permite asegurar la selección de los productos termolizados con el fin de no extraer más que estos y no los sólidos no suficientemente degradados, y por último extraer estos productos asegurando su separación de los efluentes gaseosos. Los gases procedentes de este dispositivo desembocan en el colector, denominado generalmente “quench” o dispositivo de condensación. Un equipo específico está asociado al termolizador y permite el reciclaje de los condensables (fuel ) recogidos por el “quench”, esta operación solo se realizaría cuando el fuel no tuviese salida comercial. DISPOSITIVO DE LAVADO Y TRATAMIENTO DE GASES Este dispositivo extrae los gases calientes mediante la depresión creada en la línea y diseño es también, específico para cada fabricante. El proceso se controla mediante los reglajes que se establecen para la operación del reactor de pirólisis; separando los gases condensables de los no condensables, asegurando la inyección de los condensables en el reactor y lavando los incondensables antes de dirigirlos a la instalación de combustión a través de un compresor. Las dimensiones de este dispositivo son:

Longitud; 4,00 m. Anchura: 2,40 m. Altura: 3,50 m.

DISPOSITIVO DE REFRIGERACIÓN Y SEPARACIÓN DE LOS SÓLIDOS


Por ultimo, se describen las instalaciones de separación de los productos sólidos que permiten separar los productos en dos lotes principales, el carbón y los inertes estériles . Este dispositivo está constituido por un conducto equipado de una doble cubierta destinada a recibir el fluido de refrigeración, equipada con un dispositivo de transporte continuo, que permite asegurar la progresión de los productos. Una vez refrigerados, los productos sólidos son separados, primero mediante métodos densimétricos, después por un lavado en baño ácido. El conjunto, de dimensiones 2,50 x 3,00 x 2,00 m, funciona bajo atmósfera controlada. DISPOSITIVO DE TRATAMIENTO DE AGUAS Los caudales de agua procedentes del “quench”, así como los recuperados en los retornos de los baños de desconcentración de lavados de sólidos, son recogidos en un dispositivo de neutralización, cuyos precipitados son evacuados periódicamente y tratados como residuos contaminados: no puede ir a vertedero, (1% de residuo entrante) esta parte del proceso no es necesaria si la valoración energética se produce en Hornos de cementeras. La instalación se compone de los siguientes elementos: Una cuba de poliéster de 10.000 litros de capacidad, equipada con una válvula de admisión de 2” de diámetro. Un agitador accionado por un motor de 1,10 Kw de potencia que mueve una hélice de 600 mm. de diámetro. Niveles de agua y otros automatismos. El agua procedente del secado y el aguas neutralizada son evacuadas hacia la estación de tratamiento, a razón de 1m3 /h máximo. En las figuras 8.1 y 8.2 se muestran un esquema de la instalación de pirólisis y del proceso.


Figura 8.1. Planta de Pirólisis


Figura 8.2 Anagrama de grupos de proceso en general

Punto de Generación o

Planta de Transferencia





LOGÍSTICA

DE

RECOGIDA

Báscula de Pesaje y Control

Desmenuzado grueso

Almacenaje y Transporte

Plantas Transferencia

Proceso

Productos Finales

Plantas de Proceso

Trituración

Fina

Gas de Pirólisis

Fuel de Prólisis

Negro de Carbón

Generación Energía

RESIDUO CERO



El principio de la valorización de los residuos sólidos especiales cuyo proceso hemos desarrollado en este Trabajo, descansa en las hipótesis siguientes:

Asegurar la valorización de los residuos por recuperación directa de materiales, producción de combustibles y posterior generación de energía.

Separar en las cadenas de los procesos, la función “reciclaje” de la función “valorización”, y por tanto aumentar la eficacia global de la operación, reduciendo y suprimiendo los inconvenientes de alimentar reacciones químicas parásitas, productoras de nuevos contaminantes.

Asociar la producción energética a un tratamiento previo que realiza la valorización directa por separación inicial de los contaminantes de los materiales orgánicos y que permite la entrega de los productos energéticos bajo una forma limpia y homogénea.

Como se ha visto los productos obtenidos son perfectamente utilizables una vez limpios, bien para uso interno, como para diferentes industrias y para generar energía. Por lo que no será necesario vertedero.

En las páginas siguientes se muestran los diagramas de balance de masas y energía para una

planta de 20.000 t/año RLF, otra de 30.000 t/año y una de NFU de 7.000 t/año.


Figura 8.3. Esquema pirólisis planta 20.000 t/año RLF:

PRODUCTOS TRATADOS

RLF 2.436 Kg./h

P.C.I. 5.140 Kcal/Kg

12.518.573 Kcal./h

TOLV A DEALIMENTACIÓN

HORNO DEPIRÓLISIS

QUENCH

PRODUCTOS BRUTOS

RLF 3.200 Kg./ h

INERTES 764 Kg./h

TOTAL 2.436 Kg./ h

ENERGÍA EXTERNA

FRACCION k = 0,6000

PRODUCTOS SÓLIDOS

FRACCION k = 0,03 73 Kg./h

P.C.I = 4.100 Kcal/ Kg .

299.569 Kcal /h

1Th/Ptas.=0,75 225 Ptas./h

PRODUCTOS GASEOSOS

FRACCIÓN k =0,12 292 Kg./h

P.C.I = 10.300 Kcal./ Kg

3.010.303 Kcal ./h

ENERGÍA ELÉCTRICA

1,16E-03 Kw./Kcal./h

1.397 Mw.

PIROLISIS D.F.V 20.000 t

PRODUCTOS LÍQUIDOS

FRACCION k =0,85 2.070 Kg./h

P.C.I = 7.100 Kcal./Kg

14.698.363 Kcal./h

1Th/Ptas.= 0,75 11024 Ptas./h

ENERGÍA ELÉCTRICA


6.820 Mw.

1.806.182 Kcal ./h

1.806 Th/h


Figura 8.4 Esquema pirólisis planta 30.000 t/año RLF:

PRODUCTOS TRATADOS

RLF 3.018 Kg./h

P.C.I. . 5.040Kcal/h

15.210.720 Kcal./h


HORNO DEPIRÓLISIS

QUENCH

PRODUCTOS BRUTOS

RLF 4.100 Kg../ h

INERTES 1.082 Kg../h

TOTAL 3.018 Kg../ h

ENERGÍA EXTERNA

FRACCION k = 0,6000

PRODUCTOS SÓLIDOS

FRACCION k = 0,03 91Kg./h

P.C.I = 4.100 Kg./h

371.165 Kcal./h


PRODUCTOS GASEOSOS

FRACCIÓN k =0,12 362 Kg../h

P.C.I =10.300Kcal./h

3.729.754 Kcal./h

ENERGÍA ELÉCTRICA

1,16E-03Kw./Kcal./h1.731 Mw.

PIROLISIS D.F.V

PRODUCTOS LÍQUIDOS

FRACCION k =0,8500 2.565 Kg./h

P.C.I = 7.100 Kcal./h

18.211.216 Kcal./h

1Th/Ptas.= 0,75 13.658 Ptas./h

ENERGÍA ELÉCTRICA

1,16E-03Kw./Kcal./h 8.450 Mw.

2.237.852Kcal./h

2.238 Th/h


Figura 8.5 Esquema pirólisis planta 7.000 t/año NFU:

PRODUCTOS TRATADOS

NFU 900 Kg./h

P.C.I. . 8350 Kcal./h

7.515000 Kcal./h


HORNO DEPIRÓLISIS

QUENCH

PRODUCTOS BRUTOS

NFU 1.000 Kg../ h

INERTES 100 Kg../h

TOTAL 900 Kg../ h

ENERGÍA EXTERNA

FRACCION k = 0,6000

PRODUCTOS SÓLIDOS

FRACCION k = 0,032 288 Kg./h

P.C.I = 4.100 Kg./h

1.180.800 Kcal./h


PRODUCTOS GASEOSOS

FRACCIÓN k =0,24 216 Kg./h

P.C.I =10.500 Kcal./h

2.268.000 Kcal./h

ENERGÍA ELÉCTRICA


1.052 Mw.

PRODUCTOS LÍQUIDOS

FRACCION k =0,44 396 Kg./h

P.C.I = 7.100 Kcal./h

2.811.600 Kcal./h

1Th/Ptas.= 0,75 2.109 Ptas./h

ENERGÍA ELÉCTRICA


1.305 Mw.

1.360.800 Kcal./h

1.361 Th/h


Características generales de los combustibles obtenidos

FUEL

Parámetro Composición

Carbono 88,2 %

Hidrogeno 9,4 %

Oxigeno 0,6 %

Nitrógeno 0,4 %

Azufre 0,7 %

Otros 0,7 %

Densidad API 15-20

Poder calorífico 7.100 Kcal/Kg

GAS


Carbono 73,1 %

Hidrogeno 14,19 %

Oxigeno 7,5 %

Nitrógeno 3,5 %

Azufre 1,0 %

Poder calorífico 10.300 Kcal/Kg

NEGRO DE CARBÓN


Contenido en carbón 88 %

Volátiles 2,5 %

Humedad máxima 1 %

Azufre 2,0 %

Otros 6,5 %

Poder calorífico 4.100 Kcal / kg. Estas características pueden ser contrastadas afirmativamente e incluso ampliadas, con datos aportados por REI Technology.



La Pirólisis permite la recuperación de todos los componentes de los residuos orgánicos del sector de la automoción convirtiéndolo en materiales reutilizables. Se forman gases, líquidos y sólidos, dado que los productos obtenidos son todos recuperables, el proceso es particularmente favorable para el medio ambiente, además, presenta menos problemas de contaminación que la combustión directa del residuo.

Los efluentes gaseosos procedentes de los hornos de Pirólisis salen a 4000C y contienen

productos condensables recogidos en la línea de condensación, en forma de hidrocarburos líquidos.

Los hidrocarburos líquidos, son comerciales con valoración energética en calderas de lecho fluidificado, en cementeras o en centrales equipadas con instalaciones de tratamiento de humos, por poder calorífico aproximado de 7.500 Kcal / kg. Tiene una densidad media que varía de 0,95 a 1,5 Kg / l. Están compuestos de cadenas hidrocarbonadas, (naftalinas, antracinas, olefinas aromáticas, parafinas y disolventes ligeros).es posible transformarlos mediante craqueo parcial y reciclarlos en mayor cantidad de gas, y por tanto no producirlos si comprobamos que no tienen salida comercial.

El carbón recuperado, después de Pirólisis, es polvo. Junto a este carbón encontraremos todos los estériles que entraron en la planta y no se separaron anteriormente, ( son metales férricos, no férricos, vidrios, etc...), se separan del carbón por medios físicos convencionales: separadores magnéticos, densimetrías, etc. Este carbón tiene un PCI estimado de 4.100 Kcal / kg. La utilización de este carbón como combustible se puede llevar a cabo como la del fuel pesado ordinario, (la fluidificación del combustible se realiza mediante la puesta en suspensión en agua o en fuel, sin modificación de los quemadores) y en cementeras.

En este carbón se encuentran los metales pesados y demás contaminantes que han entrado en la planta y no hayan sido destruidos por la división molecular. Los separamos por métodos físico químicos y en lugar de llevarlos a vertedero, se pueden vitrificar mediante tecnología de plasma (la vitrificación por plasma se realiza en aparatos específicos con ayuda de gas ionizado hasta 3.000º C) y por tanto, sin ninguna lixiviación se pueden aplicar a diversos procesos de construcción, rellenos, hormigones, vitrocerámicas etc. esta operación no es necesaria, si la valoración energética se produce en Hornos de Cementeras. Los análisis del carbón necesarios para poder afirmar lo anterior fueron facilitados a NOVAFIN por la empresa RMD, habiéndose realizado las pruebas en su planta de pirólisis de demostración situada en Lyon, Francia. La fracción metálica es aprovechable para fundición. Como se puede comprobar, todos los productos reciclados que se generan tras el proceso de tratamiento pirolítico de los residuos se podrán utilizar como materias primas útiles para diversos procesos industriales.


Es de hacer notar que los objetivos alcanzados en este proyecto son superiores a los niveles medioambientales exigidos, conectando con la filosofía que encierra la legislación más actual, cuya finalidad es no producir afecciones ambientales y recuperar los recursos contenidos en los residuos. Las plantas son totalmente herméticas

En un proceso de Pirólisis, no se produce emisión alguna de gases a la atmósfera, ya que los hornos son estancos y el aire de secado circula en circuito cerrado y se calienta por intercambio del calor de condenación del agua.

Los gases extraídos de los vapores del secador y de otros niveles del procedimiento son reinyectados en el quemador del proceso de generación de energía, para evitar posibles olores.

En un proceso de Pirólisis tendremos un excedente de agua, dependiendo de la humedad del residuo entrante. El secado de los residuos da lugar a una condensación total del vapor de agua extraído, por lo que es necesario el tratamiento del agua residual en una pequeña depuradora de tal forma que el agua evacuada cumple totalmente la normativa de vertido de aguas.

La procedencia del agua a tratar es:

− De la condensación formada en el secador, (estas aguas son calientes ya que provienen de la condensación de vapore), de un pH equivalente a 8,9 y 28ºC

− Agua del quench del lavado de gases: pH equivalente a 2,8 y 55ºC − De los retrocesos de los baños de desconcentración de lavados de sólidos − Del lavado de la fosa de recepción de los residuos − Del lavado de camiones portadores de residuos − De la limpieza de la planta de tratamiento

Todas estas aguas se mezclan produciéndose un efecto tampón y en principio son de un pH neutro. El tratamiento posterior de las aguas se hace en una instalación clásica de procedimiento de depuración físico-químico, los lodos se pirolizan. Los análisis realizados a las aguas tratadas permiten afirmar que el resultado del tratamiento cumple con el nivel 3 de la Legislación sobre Aguas. En la directiva 83/337/CEE de 28 de Junio de 1985 relativa a la evaluación de las repercusiones de determinadas acciones públicas y privadas sobre el medio ambiente, se establece que en los proyectos es obligatorio someterse a una Evaluación de Impacto Ambiental. Entre estos proyectos se encuentran, como próximos o relacionados al de la valorización energética del tratamiento de residuos del sector de la automoción, los siguientes: Instalaciones de eliminación de residuos tóxicos y peligrosos por incineración, tratamiento químico o almacenamiento en tierra. Centrales térmicas y otras instalaciones de combustión que superen cierta potencia La directiva 83/ 337/CEE fue recogida por el R.D. 1302/86 de 28 de Junio de Evaluación del impacto ambiental posteriormente desarrollado en el R.D.L. 1131/88 de 30 de Septiembre que


aprueba el reglamento para la ejecución del R.D. 1302/86 de 28 de Junio, ya citado y garantiza la información pública del estudio y su evaluación.

8.5.1. Metodología

La metodología que se seguirá se basa en la evaluación de efectos ambientales, siguiendo las teorías de varios autores: − Evaluación de los efectos ambientales de la fase de construcción − Evaluación de efectos ambientales de la fase de explotación EFECTOS AMBIENTALES EN LA FASE DE DISEÑO Y CONSTRUCCIÓN Para la identificación de los impactos de la construcción, tendríamos que conocer la localización de la planta, por lo que suponemos que la actividad se ubicará en una nave ya construida, localizada en un polígono industrial previamente urbanizado (es posible por las dimensiones de la planta). Es por ello por lo que no se identifica ningún efecto derivado del diseño y la construcción ( Los efectos que esta fase pudiera tener deberían estar localizados en el Estudio de Impacto Ambiental realizado para la construcción del citado polígono industrial). Factores socioculturales.

Al ser un edificio ya construido, e integrado en el paisaje de la zona en la que se encuentra, el único efecto que se identifica en este sentido es un incremento en el trafico rodado pesado debido al transporte de las máquinas previamente construidas. Condiciones naturales.

No se identifica ningún impacto en la flora, fauna, espacios abiertos, zonas abiertas ni de tipo estético. EFECTOS AMBIENTALES EN LA FASE DE EXPLOTACIÓN Para la identificación de los efectos durante la fase de explotación se han tenido en cuenta las acciones de la planta sobre el medio para su posterior caracterización.


8.5.2. Contaminación atmosférica

La contaminación atmosférica puede ser producida tanto por emisión de gases como por ruido. EMISIÓN DE GASES Los puntos fijos de emisión de gases son: Tratamiento de los residuos. Aire de los extractores. En caso de parada del aire, una vez filtrado es lanzado a la atmósfera. Con la planta en funcionamiento el aire es aportado a la entrada general de aire - vapor en el compresor de la turbina de gas. Generación de energía. Los gases calientes procedentes de la combustión en la turbina de gas se utiliza como fuente de calor para generar vapor en la caldera de recuperación. Posteriormente son diluidos en los humos de escape no derivados y enviados a la batería de filtros. El mayor impacto ambiental de una Turbina de Gas es ocasionado por los gases de escape. Debido a que utiliza relaciones aire / combustible muy elevadas y puesto que el rendimiento en la combustión es prácticamente el 100% en casi todo su intervalo de utilización, deja claro que su efecto sobre la atmósfera no es importante. Los gases contaminantes principales que se emiten debido a la acción de la Turbina de Gas son los Óxidos de Nitrógeno (NO

X), hidrocarburos inquemados, dióxido de azufre (SO

2) y

monóxido de Carbono (CO). La concentración de hidrocarburos inquemados y monóxido de carbono son prácticamente despreciables salvo en condiciones excepcionales en el que la turbina trabaja a muy baja carga y la temperatura de la cámara de combustión está en su valor mínimo. La emisión de dióxido de azufre (SO

2 ) es perjudicial para la vida tanto de la flora como de la

fauna. En este caso la presencia de este gas (SO2 ) en la atmósfera debido a nuestra actividad es

mínima ya que la fracción de azufre en el combustible muy pequeña. Los contaminantes más peligrosos, emitidos por una turbina de gas son los óxidos de Nitrógeno. En la actualidad se consideran incluso mas perjudiciales que las emisiones de dióxido de azufre aunque sus efectos indirectos sean a largo plazo. Cabe distinguir: NO

X formados por la oxidación térmica del N

2 del aire.

NOX formados por la oxidación del N

2 contenido en el combustible.


RUIDO Las turbinas son por su diseño, importantes generadoras de ruido. Los alabes de la turbina y del comprensor, al acelerar y desacelerar el fluido provocan ondas sonoras que se propagan a lo largo de los conductos de admisión y escape el aire ambiental. Además en el proceso turbulento de combustión se generan también una serie de ruidos.

8.5.3. Aguas residuales

Como hemos dicho anteriormente las aguas residuales proceden de los siguientes puntos: Condensación del secador. Estas aguas son calientes ya que provienen de la condensación de los vapores húmedos generados en el secado. Tienen carácter básico. Lavado del gas. Son aguas ácidas, con todo el cloro que puedan aportar los residuos, además están muy cargadas de hidrocarburos y gases disueltos. Lavado del carbón. Este agua va directamente al circuito de tratamiento. Limpieza de fosas y camiones. Se contempla en la conducción y tratamiento del agua proveniente de las fosas de almacenaje y camiones de transporte de los residuos. Condensación en el circuito de vapor. No deben presentar problemas excepto en presencia de corrosión metálica en el circuito del vapor. VERTIDOS DE LAS AGUAS Las aguas recicladas tratadas permiten afirmar que los resultados del tratamiento cumplen con el Nivel - 3 de la legislación sobre aguas. En todos los casos, la instalación estaría equipada para respetar los niveles de vertidos inferiores a los que se dicta en la Normativa de la UE, que fija a los estados miembros límites aplicables a las grandes instalaciones de combustión.


8.5.4. Medidas protectoras y correctoras

Impacto sobre el medio Medidas propuestas

Aumento de partículas en suspensión en la atmósfera

Disminución de la calidad del aire

Aumento temperatura local por emisión de gases

Implantación de chimeneas de escape de gran altura para favorecer la dispersión

Sistema de filtros en la salida de la chimenea.

Tratamiento de la emisión de gases

Perdida de la calidad de las aguas Depuración de los vertidos al agua

Impactos por olores debidos a la planta Tratamiento de gases reducidos

Impacto debido a la presencia de metales pesados

Gestión apropiada de los residuos de carbón con metales pesados. ( ver explicación posterior)

Impacto producido por el ruido Aislamiento de las fuentes sonoras

Creación de pantallas acústicas alrededor de la actividad

Tabla 8.1 Medidas Protectoras y Correctoras


MEDIDAS CORRECTORAS ESPECÍFICAS Instalación de una estación de depuración de aguas En la presente instalación se pretende realizar un tratamiento del agua proveniente de los siguientes fases: − Los aparatos del remojo gaseoso y del lavador, esta agua se separa completamente de

los hidrocarburos antes de entrar en el circuito de tratamiento − Del lavado de los camiones portadores de los desechos − De la limpieza diaria de la Planta de Tratamiento Las aguas efluentes del condensador y del Quench, que son calientes, químicamente activas y contienen gases disueltos, son llevadas a una primera vasija de desgasificación. Teniendo en cuenta la baja biodegradavilidad de los contaminantes que encontramos en el agua, el tratamiento posterior de las aguas se debe realizar siguiendo un proceso físico-químico de tipo convencional. Este tratamiento físico-químico, eliminaría los materiales no degradables contenidos en el agua industrial. Posteriormente este agua puede ser sometida a un tratamiento en una Laguna biológica que eliminará todos los contaminantes de tipo orgánico. Unidad de tratamiento de olores En una planta de tratamiento de los residuos por pirolisis, el aire no esta contaminado por olores. El caudal de aire está regulado por extractores independientes para cada circuito, se envía a filtros de carbón activo y posteriormente se emiten a la atmósfera. Para una planta tipo, el total del aire es enviado para alimentar las instalaciones de combustión,

cuando éstas están en funcionamiento, es de 60 l / seg lo que supone alrededor de 216 m3/hora,

el caudal que representa el 3% de sus necesidades. Tratamiento del nivel del ruido El grupo alternador vendrá suministrado en un contenedor, con una envolvente acústica, soldada a una base de acero autoportante fijada al chasis del generador. Las turbinas estarán equipadas de silenciadores en la admisión y en el escape. La turbina estará ubicada en un recinto con tratamiento acústico, de manera que en el exterior se obtengan valores de 40dB a 1 metro de distancia . La presencia de la caldera de recuperación reducirá de manera notable los ruidos de escape.



El esquema para el análisis económico en el caso de la pirólisis es el siguiente:

Figura 8.6. Esquema de pirólisis

8.6.1. Inversión a realizar

La inversión prevista, medida en términos de ejecución material, expresada en miles de pesetas, se desglosa en los epígrafes que se desarrollan a continuación:

TIPO DE PLANTA 20.000 t/año 30.000 t/año

TERRENOS 25.000 25.000

OBRAS CIVILES 57.400 57.400 MAQUINARIA DE PROCESO

600.000 800.000

GENERACION DE ENERGIA

1.245.000 1.500.000

INST. COMPLEMENTARIAS

174.500 174.500

INGENIERIA Y OTROS 19.700 21.700

TOTALES 2.121.600 2.578.600

Tabla 8.2 Inversión Material

PlantaPirólisis

Generador

GeneradorEnergía eléctrica

DFV

Carbón

Fuel

Gas

Combustible para cementeras

RLF


8.6.2. Costes de operación

En la elaboración de los costes de explotación y en las previsiones de pago de los mismos, se han tenido en cuenta las siguientes hipótesis: − No existe desfase entre gasto y pago dentro del mismo período − Períodos de explotación anuales, salvo el nominado período “0”, que corresponde al de

construcción y puesta en marcha y cuya duración puede ser superior al año natural − Se considera año “1” aquel en el comienza la explotación. Por tanto, todos los pagos de

las inversiones previas a la construcción y montaje de la planta deben ser cargadas en el período “0”

COMBUSTIBLE DE APOYO Se considera un consumo máximo del 10% del combustible primario utilizado, medido en termias respecto del PCI del combustible por unidad de peso, aunque según la legislación actual se admite hasta un 30% sin perder la condición de productor de energía en Régimen Especial. El coste del combustible de apoyo será: FCB = CP x K x PT, siendo: − FCB = Coste del combustible convencional utilizado en Mptas/año − CP = Máxima entrada al proceso de combustible primario = MTh/año − K = coeficiente máximo de utilización = 0,10 − PT = Precio de la termia de GLP/GN (según Tarifas del año 2000) = 2,40 ptas/Th El consumo interno de combustible corresponde al calentamiento de la masa total que entra en el proceso, desde la temperatura ambiente hasta la de craqueo más el calor de reacción de la masa pirolizable. Siendo: − M = Masa total entrante en el proceso en kg/h − MT=Masa pirolizada en kg/h. Esta masa corresponde a la transformada en forma de gas

y que se utiliza en la generación de energía para suministro de la planta − Ce = Calor específico medio del residuo = 0,004 Th/kg-ºC. Según datos análisis RF − DT= Diferencia de temperaturas = 450ºC − qT= Calor de reacción del proceso de pirólisis= 180 Th/kg . Ver termoquímica del

proceso Para cada planta estudiada será, según tablas de pirólisis RLF incluídas en el epígrafe 8.4:

CAPACIDAD DE LA PLANTA 20.000 t/año 30.000 t/año

M = Masa total entrante kg/h. 2.430 3.700 MT= Masa pirolizable en kg/h 292 362


El consumo de energía calorífica en el calentamiento es: QM = M . Ce . DT 4.400 Th/h 6.700 Th/h Energía consumida en la reacción: QR = MT . qT 52.560 Th/h 65.160 Th/h 56.960 Th/h 71.860 Th/h Consumo anual: Para 8.230 h/año 470 MTh/año Para 8.108 h/año 585 Mth/año Estos consumos se distribuyen en: Energía calorífica proceso: 224 MTh/año 369 MTh/año Recuperación de calor K=0,2 44 Mth/año 74 MTh/año Consumo en planta pirólisis 180 Mth/año 295 MTh/año Plantas de secado y tratamiento de efluentes: 246 Mth/año 216 MTh/año La utilización de energía para plantas de secado y tratamiento de efluentes se realiza en forma de energía eléctrica que se valora en el epígrafe siguiente. CP . K . PT= 180 x 0,10 x 2,40 = 43.200 mptas 295 . 0,10 . 2,40 = 70.800 mptas. En la cuenta de resultados previsional se ha considerado un coeficiente de incremento del 1,50% para los diez años siguientes. SUMINISTRO ELÉCTRICO Se considera un consumo específico de energía eléctrica, no deducida de la energía generada, en Kw-h por Kg de producto tratado para suministro de motores, consumos eléctricos de las plantas de tratamiento de agua y de inertización de cada uno de ellos.. Se tiene por tanto: FEE = CT . MP . NR . KU . TE En donde − FEE = Consumo de energía eléctrica en las plantas y motores de proceso − CT = Consumo de energía eléctrica en Kw-h por Kg de producto tratado − MP= Cantidad de producto tratado − NR = Capacidad de tratamiento de la planta en horas − KU = Porcentaje de suministro de origen externo = 0,10 − TE = Término de energía (s/tarifa 1.1. año 2000)= 7,20 ptas./Kw-h


Para una planta de 20.000 t/año MP CT CTxMP Sólidos: 73 kg/h. 0,20 14,60 Aceites: 2.070 kg/h 0,340 703,80 Gases: 292 kg/h 0,200 58,40 Totales 776,80 Funcionamiento de la planta: NR =8.230 h. Por lo que el consumo de la planta será: 8.230 x 776,80 = 6.390 Mw-h El máximo coste externo del suministro, según legislación vigente, será: Consumo de energía:

FEE = 6.390 . KU . TE = 6.390 . 0,10 . 7,20 = 4.565 mpts. Para una planta de 30.000 t/año MP CT CTxMP Sólidos: 91 kg/h. 0,200 18,20 Aceites: 2.565 kg/h 0,300 769,50 Gases: 362 kg/h 0,240 86,98 Totales 874,58 Funcionamiento de la planta: NR =8.108 Por lo que el consumo de la planta será: 8.108 x 874,58 = 7.100 Mkw-h: El máximo coste externo del suministro, según legislación vigente, será: Consumo de energía:

FEE = 6.390 . KU . TE = 7.100 . 0,10 . 7,20 = 5.112 mpts Es evidente que estos valores no corresponden a los totales del sistema, ya que están calculados sobre el coeficiente máximo que permite la legislación vigente para considerar la planta como productora de energía en Régimen Especial. En realidad, estos consumos no se presentan en régimen de funcionamiento continuo, ya que el suministro externo tiene lugar en las fases de arranque del sistema. En la hipótesis de cáculo de ambos módulos, se han considerado cuatro arranques anuales de la planta de pirólisis, dos por fraccionamiento de suministros y dos por mantenimiento.


SUMINISTRO DE AGUA Este punto contempla los consumos de agua en la planta de lavado de carbón y la reposición por pérdidas en los circuitos de vapor. Se ha estimado un consumo de 5 m3/día y 6,70 m3/día para cada tipo de planta, con el m3 tasado a 30 pts.. Los valores se calculan en el cuadro siguiente:

CAPACIDAD DE LA PLANTA 20.000 t/año 30.000 t/año

Consumo en m3/día: QAD = 5,00 6,70 Días de funcionamiento; DAT= 360,00 360,00 Coeficiente de recuperación KR = 0,60 0,60 Coste suministro m3 de agua; PAS= 30,00 30,00 TOTALES 11.665 mpts. 15.550 mpts.

8.6.3. Mantenimiento y reparación

El mantenimiento de la planta de pirólisis se ha diseñado con carácter preventivo y programado, reponiendo cada elemento inventariado al 0,90 del tiempo de vida útil estimado, sin que necesariamente haya presentado defecto tabulado. Los costes de reposición de elementos de las partes calientes son los que tienen máxima incidencia sobre los costes globales, llegando a alcanzar el 80% de éstos. Se han considerado los factores de coste de mantenimiento y reposición que se detallan:

PARAMETRO CONDICIONES DE FUNCIONAMIENTO FACTOR

Tipo de servicio Planta de termólisis: Base 1,50 Generación de energía Base 1,20 Funcionamiento en arranque Planta de termólisis: 8 horas 1,25 Generación de energía 10 horas 2,00 Espacio de ubicación Planta de termólisis: amplio 1,00


Generación de energía amplio 1,00 Combustible Planta de termólisis: Residuos RLF 2,00 Generación de energía Gases y aceites destilados 3,00 En función de los parámetros anteriores se han obtenido los valores siguientes:

TIPO DE PLANTA 20.000 t/año 30.000 t/año

TERRENOS -

OBRAS CIVILES - MAQUINARIA DE PROCESO

26.000 39.000

GENERACION DE ENERGIA

24.900 29.850

INST. COMPLEMENTARIAS

4.956 4.960

INGENIERIA Y OTROS -

TOTALES 55.856 73.810

Tabla 8.3. Costes de Reparación y Mantenimiento

8.6.4. Ingresos

Las ventas de la Sociedad estarán generadas, principalmente, por los epígrafes siguientes: − Venta de energía eléctrica producida, en el área de generación, en régimen especial − Venta de combustibles sólidos Aplicando un criterio conservador, en la previsión de ventas no se han considerado otros posibles conceptos, tales como los ingresos por venta de los metales que acompañan a los residuos RLF, tales como acero, cobre y aluminio y que en la caracterización alcanzan el 19,95 % en peso bruto del residuo. Asimismo, no se consideran los ingresos por venta de los elementos inertizados por plasma y/o los ingresos auxiliares por mejora de la calidad medioambiental o por ahorro de combustibles convencionales derivados del petróleo. 8.6.4.1. Ingresos por ventas de energía eléctrica


Se calcula la potencia garantizada disponible en cada grupo en un año tipo para, a partir de esos valores, calcular la energía eléctrica producida por la turbina de gas y la turbina de vapor. Se han tenido en cuenta unos días al año, pertenecientes a los meses de verano, en los cuales disminuye la disponibilidad de las turbinas, debido a los paros parciales para atender las labores de mantenimiento preventivo de la planta. Durante esos períodos los coeficientes de disponibilidad disminuyen hasta tomar valores próximos a 0,600 en la turbina de gas y 0,571 en la turbina de vapor. Para los cálculos, se ha tenido en cuenta la siguiente evolución prevista de precios de venta a la red, proporcionada por Unión Fenosa Energías Especiales:

AÑO CONCEPTO

1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006

Precio medio 5,72 5,57 5,07 5,15 5,23 5,31 5,40 5,48

Prima 3,70 3,50 3,34 3,37 3,40 3,42 3,45 3,48

Complemento por reactiva 0,38 0,36 0,34 0,34 0,35 0,35 0,35 0,36

Precio de venta a la red (pts/kwh) 9,80 9,43 8,75 8,86 8,98 9,08 9,20 9,32

Tabla 8.4. Evolución de precios de venta a la red

A este respecto, se ha simplificado el análisis, estimando que la energía producida anualmente se venderá a un precio mínimo del 80% del precio promedio de venta del Sistema, de acuerdo con la legislación actual. 8.6.4.2. Ingresos por venta de combustibles sólidos Se ha supuesto que el carbón generado es vendido a una cementera, pues como se ha visto en el apartado 8.5, experiencias prácticas indican que es posible realizarlo. Se ha utilizado el valor 0,75 pts/termia producida con la combustión de dicho carbón.


8.6.5. Cuenta de resultados

Con todo ello, tenemos la cuenta de resultados prevista para la planta de 20.000 t/año de RLF:

INGRESOS Venta de energía 515.305.000

Venta combustibles 1.813.000

TOTAL INGRESOS 517.118.000

COSTES OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO

Combustible de apoyo 43.008.000

Suministro eléctrico 5.963.000

Suministro de agua 11.664.000

Personal en planta 76.000.000

Costes de reposición 55.856.000

TOTAL COSTES OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO 192.491.000

MARGEN BRUTO 324.627.000

GASTOS GENERALES Y DE ESTRUCTURA

Personal directivo y técnico 73.400.000

Gastos de estructura diversos 32.500.000

Amortización inmovilizado material 120.535.000

Amortización ingeniería y servicios 1.970.000

TOTAL GASTOS GENERALES Y DE ESTRUCTURA 228.405.000

BENEFICIO DE EXPLOTACIÓN 96.222.000

Gastos financieros 3.220.000

Aplicación de subvenciones 19.275.000

BENEFICIO ANTES DE IMPUESTOS 112.277.000

IMPUESTO DE SOCIEDADES 39.297.000

BENEFICIO NETO 72.980.000

Tabla 8.5 Tabla de resultados prevista para la planta de 20.000 t/año


Y para la planta de 30.000 t/año de RLF:

INGRESOS Venta de energía 784.124.000

Venta combustibles 2.261.000

TOTAL INGRESOS 786.385.000

COSTES OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO

Combustible de apoyo 70.800.000

Suministro eléctrico 6.521.000

Suministro de agua 15.552.000

Personal en planta 76.000.000

Costes de reposición 73.810.000

TOTAL COSTES OPERACIÓN Y MANTENIMIENTO 242.683.000

MARGEN BRUTO 543.702.000

GASTOS GENERALES Y DE ESTRUCTURA

Personal directivo y técnico 73.400.000

Gastos de estructura diversos 32.500.000

Amortización inmovilizado material 127.385.000

Amortización ingeniería y servicios 2.170.000

TOTAL GASTOS GENERALES Y DE ESTRUCTURA 235.455.000

BENEFICIO DE EXPLOTACIÓN 308.247.000

Gastos financieros 18.566.000

Aplicación de subvenciones 24.275.000

BENEFICIO ANTES DE IMPUESTOS 313.956.000

IMPUESTO DE SOCIEDADES 109.885.000

BENEFICIO NETO 204.071.000

Tabla 8.6 Tabla de resultados prevista para la planta de 30.000 t/año


8.6.6. Análisis económico

A partir de los datos anteriores aportados por NOVAFIN, ARTHUR ANDERSEN ha realizado este apartado. Podemos agrupar los diferentes conceptos de la cuenta de resultados en fijos y variables. El único concepto cuya clasificación no es trivial es “costes de reposición”. Se ha supuesto un coste fijo en base a que la continuidad de la actividad de la planta exige una compra inicial de repuestos que suponen la mayor parte de la cuantía de los costes de reposición. Un análisis más preciso hubiera considerado la variabilidad de este concepto. Así, tenemos la siguiente tabla resumen del análisis coste beneficio para la planta de 20.000 t/año de RLF:

INGRESOS Y COSTES FIJOS Concepto Cantidad (pts/año)

Personal en Planta -76.000.000 Personal directivo y técnico -73.400.000 Gastos de estructura diversos -32.500.000 Amortización inmovilizado material -120.535.000 Costes de reposición -55.856.000 Ingeniería y servicios -1.970.000 Gastos financieros -3.220.000 Aplicación de subvenciones 19.275.000 TOTAL (pts/año) -344.206.000 INGRESOS Y COSTES VARIABLES Concepto Cantidad (pts/año)

Consumo de combustible -43.008.000 Consumo eléctrico -5.963.000 Consumo de agua -11.664.000 Venta de energía 515.305.000 Venta de combustibles 1.813.000 TOTAL 456.483.000 NETO (pts/kg) 22,8

Tabla 8.7 Tabla resumen del análisis coste beneficio para la planta de 20.000 t/año


Y para la planta de 30.000 t/año:

INGRESOS Y COSTES FIJOS Concepto Cantidad (pts/año)

Personal en Planta -76.000.000 Personal directivo y técnico -73.400.000 Gastos de estructura diversos -32.500.000 Amortización inmovilizado material -127.385.000 Costes de reposición -73.810.000 Ingeniería y servicios -2.170.000 Gastos financieros -18.566.000 Aplicación de subvenciones 24.275.000 TOTAL (pts/año) -379.556.000 INGRESOS Y COSTES VARIABLES Concepto Cantidad (pts/año)

Consumo de combustible -70.800.000 Consumo eléctrico -6.521.000 Consumo de agua -15.552.000 Venta de energía 784.124.000 Venta de combustibles 2.261.000 TOTAL 693.512.000 NETO (pts/kg) 23,1

Tabla 8.8 Tabla resumen del análisis coste beneficio para la planta de 30.000 t/año


Podemos representarlo gráficamente:

Figura 8.7 Curva de ingresos netos para cada cantidad de RLF tratado

Podemos observar que nos encontramos ante una tecnología rentable, pero con un riesgo innato debido a que la planta funciona sólo con RLF, por lo que una escasez en esta materia prima plantearía serios problemas. Haciendo una breve comparación con las otras tecnologías, ya podemos obtener dos conclusiones: − Según la instalación se especializa en el RLF, obtiene mayor rentabilidad − Debido a la propia especialización, el riesgo aumenta ante la escasez de entrada de RLF

a la planta En el caso de la pirólisis, el riesgo disminuiría si la planta gestionara diversos residuos, lo cual es viable sin una pérdida de rentabilidad económica. Sin embargo, como ya se ha citado, el presente estudio debía centrarse en RLF y NFU por separado, sin considerar otros residuos.


En este apartado se analizan distintos escenarios para la valorización energética de residuos de fragmentación provenientes de vehículos fuera de uso únicamente en plantas de pirólisis.

-20,0

-15,0

-10,0

-5,0

0,0

5,0

10,0

15,0

0 10000 20000 30000


Ing

res

o (

pts

/kg

)

Planta 20.000 t/año

Planta 30.000 t/año


8.7.1. Datos de partida

De cara a evaluar los distintos escenarios, se han considerado las previsiones de residuos presentadas en el capítulo 5, los datos de fragmentadoras presentados en el capítulo 5 y los dos tamaños de planta de pirólisis mencionados en el apartado 8.2, así como las funciones de transporte de carácter general, desarrolladas en el capítulo 9. La información disponible permite analizar el conjunto de operaciones de la cadena logística incluidas en el recuadro oscuro de la figura 8.8. Se han estimado los costes de inversión y operación, así como los ingresos estimados como consecuencia del funcionamiento de la instalación para tratamiento mediante pirólisis (fuente: NOVAFIN), por lo que la cadena logística, en este caso, es más larga que las analizadas para las otras dos tecnologías previamente analizadas.

FRAGMENTACIÓN TRANSPORTE TERMÓLISIS

COMBUSTIBLE

CHATARRAENERGÍA

ELÉCTRICA

UPM-IOL

Figura 8.8. Cadena logística analizada.

Considerando los costes implicados en la referida cadena, y tomando como referencia una relación 1 hora ≅ 50 kilómetros, en la figura 8.9. se presentan los resultados económicos totales de valorización, en función de la cantidad anual de residuo procesada y de la distancia desde el origen de los residuos. Este gráfico se ha obtenido a partir de la función común de costes de transporte de residuos y de las estimaciones económicas de NOVAFIN, que se resumen en la tabla 8.9, donde 20000 y 30000 significa la capacidad de la planta considerada en cada caso (t/año).

Tipo de coste 20000 30000 Coste fijo anual: inversiones, personal,...(millones de pesetas)

344,2

379,6

Contribución unitaria al beneficio o a la cobertura de costes fijos: ingresos menos costes variables (pta/kg)

22,8

23,1

Tabla 8.9 – Datos económicos de partida para la pirólisis. Fuente: NOVAFIN


Para facilitar la interpretación, en la figura 8.9 se presenta una función de resultados económicos de la pirólisis, que corresponde, en la práctica, tanto a 20000 como a 30000 t/año de capacidad. Es interesante observar que los valores máximo y mínimo para los resultados económicos en la figura 8.9. son diez veces mayores que los correspondientes en la figura análoga presentada en el caso de las cementeras (apartado 6.7, figura 6.10). Mientras que en el caso de la cementera se presentaban unos límites de ±50 millones de pesetas, en el caso de la pirólisis estos límites son ±500 millones de pesetas, lo que da una idea del diferente comportamiento de ambas tecnologías (con los datos disponibles, la pirólisis supone unos costes fijos 6 veces mayores y una contribución unitaria 9 veces también mayor).

-500.000.000

0

500.000.000

Resultado económico (pta/año)

0 25 50 75 1000

10000

20000

30000


Valorización (tm/año)

UPM-IOL

Figura 8.9. Función del resultado económico en la cadena de valorización energética

En la figura 8.9 puede apreciarse un conjunto de características del comportamiento económico de esta tecnología: La escasa influencia relativa del coste de transporte. Así, el punto de equilibrio (en que los ingresos igualan a los costes) se encontraría en torno a las 15000 toneladas anuales para cualquier distancia.

Para altos volúmenes de valorización energética, el resultado económico es muy sensible al flujo estimado. Para un flujo previsto de 20000 t/año, basta una disminución del 10% en el flujo estimado para que el beneficio unitario disminuya más del 30%.

En torno al punto de equilibrio, la sensibilidad del resultado económico puede tornar con mucha facilidad beneficios en pérdidas. Una disminución del flujo previsto en un 10% lleva a un coste unitario de 2,5 pta/kg, si bien un aumento de la misma dimensión produciría un beneficio unitario de 2,1 pta/kg. (la figura 8.10 muestra un detalle de la función de resultados económicos unitarios para una capacidad de 20000 t/año).


Por debajo de las 15000 toneladas/año, una planta de pirólisis sería netamente antieconómica., por encima de estos valores podría resultar económicamente rentable.

En consecuencia de lo anterior, el rasgo económico más destacable de las plantas de pirólisis sería la alta sensibilidad de sus resultados económicos respecto al flujo. Esta sensibilidad es especialmente acusada respecto a disminuciones de flujo.

-15

0

Ingreso unitario (pta/kg)

0 25 50 75 10050%

60%

70%

80%

90%

100%


Utilización de una planta 20000 t/año

UPM-IOL

Figura 8.10. Detalle de la función del resultado económico unitario en pirólisis para una

capacidad de 20.000 t/año

8.7.2. Metodología utilizada

El problema que se trata de resolver es el de determinar la solución más satisfactoria para que los residuos producidos en las 19 fragmentadoras (orígenes) sean valorizados (destinos) en plantas de pirólisis para las que se han preseleccionado como posibles emplazamientos los propios de las fragmentadoras. De esta forma, además de los pares resultantes de unir puntos identificados en el mapa 8.2. hay que considerar los formados por cada fragmentadora y la planta de pirólisis que podría emplazarse en el mismo lugar, los cuales no se percibirían gráficamente en un mapa. Por otra parte, cuando se pretende valorizar los residuos procedentes de las fragmentadoras solamente en plantas de pirólisis, hay que tener en cuenta un conjunto de consideraciones: La capacidad de valorización que se crearía si se instalara una planta de pirólisis contigua a cada fragmentadora sería mucho más del doble de la producción total de residuos estimada en el escenario más optimista respecto a las bajas de vehículos. Una instalación de pirólisis tiene una capacidad suficiente para valorizar los residuos de 2 o 3 fragmentadoras “medias”


(considerando solamente la producción de residuos de VFU). Únicamente las tres fragmentadoras mayores de España podrían situarse en torno al inestable punto de equilibrio ya mencionado.

La gran influencia del volumen de valorización en los resultados económicos de una planta de pirólisis hace que el peso relativo del transporte disminuya. Así, se podría justificar el envío de residuos desde largas distancias con objeto de procurar buenos resultados económico a las plantas de pirólisis que se instalaran. Sin embargo, estas actividades de transporte de residuos a larga distancia podría estar limitado por problemas medioambientales, político-administrativos,...

En consonancia con estas consideraciones, en el mapa 8.2 se presentan las 4 zonas en las que se ha descompuesto la geográfica peninsular española para el estudio de localización de plantas de pirólisis: Andalucía, Barcelona, Madrid y zona Norte. Valencia no es considerada como una zona en la que resulte necesario resolver un problema de asignación, ya que solamente hay 2 plantas fragmentadoras, siendo una de ellas notablemente mayor que la otra, por lo que la localización de la planta de pirólisis en esta provincia siempre se realizaría en la mayor de las dos plantas. En el mapa 8.2 se puede apreciar también una situación singular: el del noroeste de Galicia. Consideraciones de tipo medioambiental impiden su integración en un subsistema con otras instalaciones, por lo que este caso se aborda de forma individual. De esta forma, de un mismo conjunto resultan 19 destinos posibles para llevar a cabo la valorización energética de los residuos de fragmentación de VFU de 19 orígenes. Al haberse ya realizado una asignación directa de 3 fragmentadoras a 2 plantas de pirólisis, el problema se reduce a 16 orígenes y posibles destinos, distribuidos en 4 zonas.


UPM-IOL

Mapa 8.2. Situación de partida considerada para la valorización en pirólisis.

El problema restante es el de seleccionar las ubicaciones de plantas fragmentadoras donde localizar una planta de pirólisis y determinar las cantidades de residuos que deben ser enviadas desde cada fragmentadora a cada planta de pirólisis seleccionada, de manera que sea máximo el resultado económico expresado por la diferencia entre ingresos derivados de la valorización y la suma de costes de transporte, de tratamiento y de amortización de las inversiones, satisfaciendo la condición de que se valoricen la totalidad de los residuos y teniendo en cuenta las limitaciones de capacidad establecidas para las plantas tipo de pirólisis. Para resolver este tipo de problemas, se ha aplicado el modelo de programación matemática que sigue (detalles en capítulo 9). Modelo Sean M plantas de fragmentación (i=1,...,M), cuyos residuos pueden ser valorizados en un máximo de M plantas de pirólisis (j=1,...,M) que podrían situarse en las mismas contiguas a las fragmentadoras. Se trata de determinar:


yj: variable binaria de decisión (0: no se instala una planta de pirólisis en la ubicación j; 1: se instala una planta de pirólisis en la ubicación j). xij: parte del residuo generado en la planta fragmentadora i que se procesará en la planta de pirólisis j. De la forma:

{ } Mjy

MjMix

Mjddx

MjMiyx

Mixas

yfxc

j

ij

j

M

i

iij

jij

N

j

ij

M

j

jj

M

i

M

j

ijij

,...,11,0

,...,1,...,10

,...,1

,...,1,...,1

,...,11..

max

1

1

11 1

=∀∈

=∀=∀≥

=∀≤⋅

=∀=∀≤

=∀=

⋅−⋅

∑

∑

∑∑∑

=

=

== =

Donde: di: generación anual de residuo en la planta fragmentadora i (t/año) dj: capacidad anual de valorización de residuos de la planta de pirólisis j (t/año) fj: coste anual fijo derivado de la instalación de una planta de pirólisis j cij: contribución al beneficio por valorizar todo el residuo anual de la planta fragmentadora i

en la planta de pirólisis j (pta/año): ingresos derivados de la valorización menos costes variables de valorización y de transporte. Para i=j no existe coste de transporte.

El modelo de programación matemática descrito no se ha resuelto para el conjunto total de fragmentadoras sino que, por las consideraciones efectuadas anteriormente, el problema se ha reducido a las 4 zonas geográficas para las cuales se ha aplicado el modelo, resultando más sencillo y de más fácil interpretación. Tanto para la interpretación, como para la integración de los resultados de los submodelos, se ha utilizado un sistema de información geográfica, que presenta gráficamente los resultados. Para cada par fragmentadora-planta de pirólisis, el grosor de la línea que los une en un mapa es proporcional al flujo resultante. De esta manera, se puede efectuar una primera verificación visual la coherencia de una solución, pues posibles errores en el tratamiento de datos conducen a redes cuya estructura extraña a la vista. Hay que tener en cuenta que los flujos que se producen entre una fragmentadora y la planta de pirólisis ubicada en la misma localización no se aprecian gráficamente. En este caso, existe un flujo “oculto gráficamente” cuyo valor es la producción de residuos de la planta fragmentadora en cuestión.


Los modelos han sido confeccionados y resueltos mediante un programa informático especializado en programación matemática. Los resultados de los submodelos, a través de una hoja de cálculo, han sido capturados, integrados y analizados mediante el sistema de información geográfica mencionado anteriormente.


En el caso de la pirólisis no se han considerado escenarios para el año 2000. La ausencia de plantas de este tipo en la actualidad ha remitido a la realización de escenarios solamente para el año 2006. Se han tomado las previsiones de generación y producción de residuos de fragmentación de vehículos fuera de uso establecidas en el capítulo 5. Para las plantas de pirólisis, en este escenario básico se han considerado los módulos de capacidad de 20000 t/año y 30000 t/año. La estructura de las funciones de coste, como se pone de manifiesto en los resultados obtenidos en los submodelos, implica que la resolución del modelo planteado equivalga prácticamente a minimizar el número de plantas de pirólisis. La selección de la localización de este número mínimo de plantas de pirólisis entre las de las plantas fragmentadoras no puede realizarse por simple inspección, puesto que hay que combinar distancias y producciones de residuos de las fragmentadoras candidatas. En lo referente a las plantas de pirólisis, en el mapa 8.3 se han marcado en negro los iconos de las plantas de pirólisis en que resulta menos costoso llevar a cabo la valorización energética.


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Mapa 8.3. Resultados para el escenario base de pirólisis en el año 2006.

Con la división en zonas realizada, resultan necesarias 9 plantas de pirólisis (ubicaciones receptoras de residuos): 8 de 20000 t/año y una de 30000 t/año en lo zona de Madrid. Como era de esperar por la estructura de las funciones de coste y por el volumen de producción estimado para las fragmentadoras, de los conjuntos producción-capacidad, ninguna de las plantas fragmentadoras en cuya ubicación existiera una planta de pirólisis, debería desviar parte de sus residuos a una segunda planta de pirólisis. De las 10 plantas fragmentadoras restantes, solamente 3 deberían enviar sus residuos a 2 plantas de pirólisis diferentes.


Un resumen cuantitativo de los resultados se presenta en la tabla 8.10., donde, para las 10 plantas de pirólisis resultantes en la solución, se recogen los siguientes datos: TER, código de la planta de pirólisis (*: planta de 30000 t/año);

FU (en %), utilización de la planta de pirólisis respecto a su capacidad máxima de valorización energética en el año 2006;

BT (en millones de pesetas), contribución al beneficio anual derivada de la valorización energética (ingresos variables menos costes fijos y variables de operación);

BU (en pta/kg), contribución unitaria al beneficio derivada de la valorización energética (ingresos variables menos costes fijos y variables de operación).

TER FU BT BU TM2* 80% 205,9 8,5 TAL 70% -24,9 -1,8 TB1 100% 112,3 5,6 TB3 65% -49,4 -3,8 TCA 75% 6,5 0,4 TCO 21% -250,5 -61,0 TS1 100% 112,3 5,6 TV2 60% -78,7 -6,8 TVI 100% 112,3 5,6


Tabla 8.10. Resultados para el escenario de plantas de pirólisis en el año 2006. En la tabla 8.10. puede apreciarse que aparecerían 3 plantas de pirólisis de 20000 t/año con una utilización máxima y, por lo tanto, con unos resultados esperables claramente positivos, al igual que la planta de 30000 t/año que se ubicaría en Madrid (en este caso con una utilización del 80%). En el extremo opuesto, si se instalara una planta de pirólisis en Galicia, con la producción de residuos prevista, sería claramente deficitaria. En las zonas en que se instalarían 2 plantas de pirólisis (Andalucía, Barcelona y zona Norte), se observa lo siguiente: una de las plantas funcionaría al 100% y la segunda completaría por exceso la capacidad necesaria para valorizar todos los residuos producidos en la zona. Estas “segundas” plantas funcionarían en el límite del equilibrio económico o en un régimen deficitario. Lo anterior pone de manifiesto un conjunto de zonas en las que, en cada una de ellas, se esperaría un resultado económico positivo (excepto Galicia y Valencia) como resultado de la presencia de una instalación claramente beneficiaria y otra en una situación muy próxima al punto de equilibrio, tan sensible a pequeñas variaciones del flujo o de la producción estimada.


De forma global, los beneficios económicos totales, para todas las plantas, incluyendo el coste de transporte, ascenderían a alrededor de 140 millones de pesetas anuales. Este tipo de situaciones hace pensar que las plantas de pirólisis presentarían un potencial económico interesante, pero muy vulnerable ante variaciones de la producción de residuos prevista. Todo lo anterior apunta a que el aprovechamiento del potencial económico de la pirólisis, con una protección respecto a sus riesgos (sensibilidad respecto a la producción de residuos), pasaría por su integración en un escenario mixto donde se contemple la presencia de otras alternativas tecnológicas que aporten robustez en sus costes respecto a las incertidumbres en los flujos estimados. De esta forma, las posibles variaciones en los flujos serían absorbidas por estas otras alternativas, aún incrementándose ligeramente los costes, de manera que quedaría estabilizado el flujo en las plantas de pirólisis, tal como requieren estas plantas. De esto último se ocupa el siguiente capítulo.

9. Análisis de los escenarios para los años 2000 y 2006 Página 182

9. ANÁLISIS DE LOS ESCENARIOS PARA LOS AÑOS 2000 Y 2006

Este capítulo ha sido realizado en su totalidad por la UPM. La producción de residuos provenientes de la fragmentación de vehículos fuera de uso se genera en España en muchas instalaciones, situadas en una gran diversidad de ubicaciones geográficas. Por su parte, las tres alternativas tecnológicas para la valorización energética estudiadas en este proyecto darían lugar a instalaciones, reales o potenciales, de diferente dimensión y con distintos condicionantes económicos, geográficos y logísticos. En el presente capítulo se realiza un estudio de los distintos sistemas logísticos que podrían constituirse para la valorización energética de residuos provenientes de vehículos fuera de uso en España cuando se considera la posibilidad de utilizar conjuntamente las tres tecnologías mencionadas. Para ello, se parte de una presentación del enfoque con que se ha abordado este problema. Siguiendo este enfoque, se analiza, en segundo lugar, la información de partida, lo que va a condicionar la selección de los escenarios y de los modelos utilizados como ayuda en este estudio. Posteriormente, se definen los modelos utilizados, con sus particularidades de aplicación en cada caso. A continuación, se presentan los resultados obtenidos en 2 escenarios básicos, uno referido a 2000 y otro a 2006, mediante la aplicación de la metodología y los modelos realizados. Por último, como síntesis de lo anterior, se establecen las principales conclusiones que han aparecido a lo largo de este estudio.

9.1. METODOLOGÍA

El enfoque adoptado en este análisis logístico corresponde a la línea metodológica que la Unidad de Ingeniería de Organización y Logística de la ETS de Ingenieros Industriales de la Universidad Politécnica de Madrid ha aplicado en los últimos años en diferentes proyectos de investigación. Dado el carácter multiagente y multicriterio del problema, no se ha considerado conveniente su resolución mediante un gran modelo cerrado que, a partir de un conjunto de datos de partida, proporcione un conjunto perfectamente definido de resultados cuantitativos. Así, ya en el estudio realizado para los casos de cada una de las tecnologías a estudiar (apartado 7 de los tres capítulos anteriores), se ha utilizado la metodología que se representa esquemáticamente en la figura 9.1.


DATOS DE PARTIDA

NÚMERO DE PLANTAS Y (PRE)LOCALIZACIÓN

ESTIMADORESECONÓMICOS

ESTIMADORES:CAPACIDADPRODUCCIÓN

ANÁLISIS DE LA SITUACIÓN DE PARTIDA

DETERMINACIÓNDEL MODO DEAPLICACIÓN

SELECCIÓN DE MODELOS

INTEGRACIÓN Y ANÁLISIS DE RESULTADOS

IDENTIFICACIÓNDE ASPECTOS

CRÍTICOS

ANÁLISIS DESENSIBILIDAD

ANÁLISIS DE LAINFORMACIÓN

INTEGRACIÓN DERESULTADOS

RESOLUCIÓNDE MODELOS

RESULTADOSCONCLUSIONES

CASO

UPM-IOL

Figura 9.1 – Metodología para los casos específicos La experiencia adquirida en el estudio de los tres casos mencionados, ha permitido poner a punto la metodología que se utiliza en el estudio del caso general, la cual se representa esquemáticamente en la figura 9.2. Efectivamente, la realización de 3 análisis, correspondientes a escenarios para cada una de las 3 tecnologías consideradas aisladamente, permite utilizar la experiencia de estos 3 casos para ayudar en la definición de la metodología a seguir. Hay que tener en cuenta que un determinado modelo que se consideró oportuno aplicar para un ámbito concreto en el análisis con una sola tecnología, puede no ser el más conveniente en el caso general. En la metodología utilizada para el caso general se aprovechan las conclusiones obtenidas en cada uno de los casos específicos de una tecnología, de modo que en la selección de los modelos a aplicar y de la manera en que se aplican por ámbitos geográficos (división en distintas zonas) son considerados los aspecto críticos de cada tipo de tecnología que se han puesto de manifiesto en los escenarios parciales.


DATOS DE PARTIDA

NÚMERO DE PLANTAS Y (PRE)LOCALIZACIÓN

ESTIMADORESECONÓMICOS

ESTIMADORES:CAPACIDADPRODUCCIÓN

ANÁLISIS DE LA SITUACIÓN DE PARTIDA

DETERMINACIÓNDEL MODO DEAPLICACIÓN

SELECCIÓN DE MODELOS

INTEGRACIÓN Y ANÁLISIS DE RESULTADOS

IDENTIFICACIÓNDE ASPECTOS

CRÍTICOS

ANÁLISIS DESENSIBILIDAD

ANÁLISIS DE LAINFORMACIÓN

INTEGRACIÓN DERESULTADOS

RESOLUCIÓNDE MODELOS

RESULTADOSCONCLUSIONES

CASO 1 CASO 2 CASO 3

UPM-IOL

Figura 9.2 – Metodología para el caso general En cualquier caso, el análisis de sensibilidad ha permitido identificar los puntos fuertes y débiles de una solución o conjunto de soluciones obtenidas, de manera que ha podido ponerse a punto el procedimiento seguido y alcanzar conclusiones acerca del problema resuelto.

9.2. ANÁLISIS DE LA INFORMACIÓN DE PARTIDA

Las estimaciones de producción de residuos presentadas en el capítulo 5, de 120000 toneladas para 2000 y 140000 para 2006, suponen una media de 6300 y 74000 t/año por planta fragmentadora, respectivamente. Sin embargo, se ha estimado una gran dispersión en el peso relativo de las 19 plantas fragmentadoras (fuente: FER). Por lo tanto, hay que considerar la dispersión geográfica de la producción de residuos provenientes de la fragmentación de vehículos fuera de uso (entre distintas instalaciones aparecen relaciones hasta de 1 a 20 respecto al volumen de residuos generado).


Respecto al conjunto de posibles instalaciones para la valorización energética, las instalaciones de tratamiento mediante lecho fluido, termólisis o cementeras son de una naturaleza muy diferente. Estas diferencias no estriban solamente en la forma de realizar los procesos, sino en diversos aspectos productivos y logísticos. En la figura 9.3 se presentan conjuntamente las distintas cadenas logísticas que se pueden identificar en la valorización energética mediante los tres tipos de tecnología (zonas oscurecidas), de forma que se puedan apreciar sus diferencias.

FRAGMENTACIÓN TRANSPORTEVALORIZACIÓN

EN LECHO FLUIDO

ENERGÍAELÉCTRICA

CHATARRA

FRAGMENTACIÓN TRANSPORTEVALORIZACIÓNEN CEMENTERA

CEMENTO

CHATARRA

FRAGMENTACIÓN TRANSPORTE TERMÓLISIS

COMBUSTIBLE

CHATARRAENERGÍA

ELÉCTRICA


Figura 9.3 – Cadenas logísticas para la valorización energética Las diferencias en el contenido de estas cadenas se deben a las diferencias entre las tecnologías. Por ejemplo, la termólisis es una tecnología emergente, de la que no existen


instalaciones apropiadas para la valorización energética de residuos de VFU en España. En el caso que nos ocupa, estas instalaciones estarían originadas como solución específica para la valorización energética de residuos de VFU, mientras que las plantas cementeras o las de tratamiento mediante lecho fluido, se pueden considerar de propósito general o de otro propósito específico (fabricación de cemento o eliminación de residuos urbanos). Sin embargo, las diferencias en la longitud de estas cadenas logísticas se deben también a la disponibilidad de información en este proyecto: − en el caso de la termólisis se han estimado todo tipo de ingresos y costes fijos y variables

como consecuencia del funcionamiento de las instalaciones (fuente: NOVAFIN); − en el caso de las cementeras se han estimado costes fijos de inversión, costes variables de

operación e ingresos variables derivados de la sustitución de combustibles convencionales (fuente: OFICEMEN);

− para las instalaciones de lecho fluido únicamente se ha dispuesto del canon que actualmente cobra una de las plantas operativas por aceptar una tonelada para su valorización energética.

Es importante tener en cuenta estas diferencias respecto a la disponibilidad de información, por cuanto esto impone precauciones a la hora de efectuar una comparación de las cadenas logísticas correspondientes. Al analizar las funciones de resultados económicos de la valorización energética sin incluir el coste de transporte (figura 9.4), se aprecia el diferente comportamiento de las tres tecnologías a este respecto.

Figura 9.4 – Resultados económicos en las 3 tecnologías de valorización energética En el caso del lecho fluido, se ha considerado únicamente el coste variable asociado al canon que actualmente cobra este tipo de instalaciones por tonelada valorizada (2840 pta/t, fuente: Arthur Andersen). Para las plantas cementeras se ha estimado un coste de anual fijo de 50.000.000 pesetas,


resultado de la amortización a 5 años de la inversión necesaria para adaptar este tipo de plantas a la valorización energética de residuos de VFU. También se considera un ingreso variable de 2400 pts/t, resultado de la diferencia entre ingresos por sustitución de combustible convencional y coste variable de operación (fuente: OFICEMEN). Las plantas de termólisis de nueva creación, para una capacidad de 20.000 t/año, supondrían un coste anual fijo de 340.000.000 pesetas y un ingreso variable de operación de 23000 pts/t (fuente: NOVAFIN). Para la actividad común de transporte, se ha considerado una referencia de 90000 pesetas por jornada de trabajo para un vehículo de 80 m3 de capacidad (datos suministrados por CAT) y una densidad para el residuo de fragmentación del automóvil de 0,282 t/m3 (valor medio entre el obtenido por CIEMAT en la caracterización del residuo y el observado en la experiencia práctica de valorización energética en cementeras). En consonancia, al tener en cuenta tanto coste como distancia desde la producción de residuos, el efecto del transporte en cada caso queda de manifiesto en la figura 9.5. En esta figura se consideran flujos de valorización energética comprendidos entre 5000 y 20000 t/año. Por debajo de este rango, el lecho fluido ofrece unos resultados económicos negativos menores. Otros factores determinantes son el conjunto de plantas de cada tipo existentes en la actualidad y su potencial de crecimiento, tanto en lo referente a número de plantas, como respecto a su capacidad para la valorización energética. El mapa 9.1 representa la localización y capacidad para la valorización energética de las cementeras y plantas de lecho fluido existentes en España. El tamaño del icono que las simboliza es proporcional a su capacidad. Asimismo, aparece la localización de las plantas fragmentadoras, que deben ser consideradas en su doble vertiente: producción de residuos de vehículos fuera de uso, y posible localización para una planta de termólisis.


Figura 9.5 – Resultados económicos en las cadenas logísticas de valorización


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Mapa 9.1 – Plantas fragmentadoras, de lecho fluido y cementeras en España. Si a todo lo anterior se unen las conclusiones establecidas en el apartado 7 de los capítulos 6, 7 y 8 como consecuencia del análisis de los escenarios para la valorización energética mediante un solo tipo de tecnología, la situación de partida respecto a disponibilidades para la valorización energética de residuos de fragmentación provenientes de vehículos fuera de uso se puede resumir según se presenta en la figura 9.6.


CEMENTERAS LECHO FLUIDO TERMÓLISIS

Número de instalacionesexistentes ++ + -Potencial de ampliacióndel nº de instalaciones - - ++

Capacidad disponible ++ + -Potencial de ampliaciónde capacidad + - ++

Influencia del flujo sobreel resultado económico + - +++

Importancia relativa deltransporte + ++ -

Figura 9.6 – Comparación de diferentes tecnologías para la valorización energética Número de instalaciones: No existen plantas de termólisis adecuadas en la actualidad. Existen solamente 2 plantas de lecho fluido y más de 30 cementeras. La dispersión geográfica de estas últimas permite una buena cobertura para las fragmentadoras. Por su dimensión operativa mínima y por el propósito de las plantas cementeras y de tratamiento mediante lecho fluido, no se plantea la posibilidad de instalar nuevas plantas de lecho fluido o cementeras cuya localización y capacidad se determinara con el solo propósito de la valorización energética de residuos de fragmentación de vehículos fuera de uso. Sin embargo, los módulos de 20000 t/año en el caso de termólisis están pensados para su instalación y dedicación a estos efectos. Capacidad de las instalaciones: Con las limitaciones de capacidad establecidas por OFICEMEN para las plantas cementeras, en la actualidad existiría una capacidad suficiente para la valorización energética de residuos de VFU, si bien demasiado dispersa geográficamente (son fuertes las limitaciones de capacidad por planta). Esto provocaría utilizar muchas instalaciones a corto plazo. Sin embargo, a medio plazo serían posibles grandes ampliaciones de capacidad (se duplicarían), al aumentar la sustitución de combustibles convencionales. En las grandes plantas de lecho fluido, el problema de capacidad se traduce en la ocupación de éstas que supondría la valorización energética de residuos de VFU. No se plantean ampliaciones de capacidad, que irían asociadas a la instalación de nuevas plantas. La flexibilidad de la termólisis respecto a ampliaciones de capacidad deriva de dos factores: la


posibilidad de elección de la capacidad de una planta y la de instalar diferente número de plantas sin más restricciones que las derivadas de las inversiones necesarias. Funciones económicas: Características de las distintas funciones para el resultado económico: coste unitario fijo para el caso del lecho fluido; inversión media y pequeños ingresos variables para las cementeras; y grandes inversión e ingresos variables en plantas de termólisis. El riesgo aparece precisamente como consecuencia de las inversiones necesarias y por la sensibilidad que presentarían los resultados económicos ante variaciones del flujo previsto (lecho fluido: ninguno; cementeras: medio; termólisis: muy alto). Al tener en cuenta tanto los factores anteriormente comentados, como el coste de transporte y la dispersión geográfica de los residuos de VFU presentada en el capítulo 5, podrían establecerse unos ámbitos típicos para la utilización de los tres tipos de tecnologías: Plantas de termólisis: Grandes flujos (≥16000 t/año). Costes de transporte derivados de la distancia necesaria para consolidar tales flujos dada la dispersión geográfica dada de las fragmentadoras. Resultado económico positivo, pero con riesgo si falla el volumen de entrada de residuos. (se trataría de obtener rentabilidad en la valorización energética de residuos de VFU). Cementeras: Flujos medios (8000-16000 t/año). Costes de transporte derivados de la distancia necesaria para consolidar tales flujos con una dispersión geográfica dada. Resultado económico negativo de bajo riesgo (se trataría de conseguir la solución menos costosa para la valorización energética de residuos de VFU). Plantas de lecho fluido: Pequeños flujos (≤8000 t/año). Resultado económico negativo sin riesgo (se trataría de evitar el vertido para pequeñas cantidades de residuo de fragmentación de VFU que no se adecuen a otras soluciones de valorización energética).


9.3. MODELOS

9.3.1. Planteamiento del problema y modelización

El problema general consiste en, por una parte, seleccionar las ubicaciones de plantas fragmentadoras donde localizar una planta de termólisis, así como las cementeras y plantas de lecho fluido existentes que serían utilizadas para valorizar residuos; por otra parte, determinar las cantidades de residuos que deben ser enviadas desde cada fragmentadora a cada instalación de valorización energética (cementera, planta de lecho fluido o de termólisis seleccionada), de manera que sea mínima la suma de costes de transporte, de tratamiento y de amortización de las inversiones, satisfaciendo la condición de que se valoricen la totalidad de los residuos. Los ingresos obtenidos por venta de energía o sustitución de combustible convencional serán tenidos en cuenta como costes negativos. Esta “suma de costes”, con signo contrario, es el “resultado económico” que se ha venido utilizando a lo largo de este estudio. En la solución a este problema hay que tener en cuenta las limitaciones de capacidad para la valorización energética de las distintas instalaciones de valorización. Sean M plantas de fragmentación (i=1,...,M), cuyos residuos pueden ser valorizados en N instalaciones (j=1,...,N), resultantes de la preselección de Jk instalaciones para cada uno de los K tipos de planta (k=1,...,K), de manera que N=J1+...+JK. Este problema puede ser formulado mediante el modelo siguiente (1):

{ } Njy

NjMix

Njddx

NjMiyx

Mixas

yfxc

j

ij

j

M

i

iij

jij

N

j

ij

N

j

jj

M

i

N

j

ijij

,...,11,0

,...,1,...,10

,...,1

,...,1,...,1

,...,11..

min

1

1

11 1

=∀∈

=∀=∀≥

=∀≤⋅

=∀=∀≤

=∀=

⋅+⋅

∑

∑

∑∑∑

=

=

== =

Para tratar de determinar: yjk: variable binaria de decisión (0: no se utiliza la instalación j del tipo k; 1: se utiliza la instalación j del tipo k).

(1)


xij: parte del residuo generado en la planta i que se procesará en la instalación j. Donde: di: generación anual de residuo en la planta fragmentadora i (t/año) dj: capacidad anual de valorización de residuos en la instalación j (t/año) fj: coste anual derivado de poner en operación la valorización energética de residuos en una instalación j (coste fijo anual de amortización de las instalaciones necesarias) cij: coste operativo de valorizar todo el residuo anual de la planta fragmentadora i en la instalación j (pts/año): coste de transporte, menos ingresos (más costes) derivados de la operación. A su vez, se entiende que:

ijijij tvc +=

donde, vij: costes variables de valorización de todo el residuo anual di de la planta fragmentadora i en la instalación j (pts/año) Se obtiene de vij=vj·di, siendo vj: el coste variable unitario (pts/t) de valorización en la instalación j tij: costes variables derivados del transporte de todo el residuo anual di de la planta fragmentadora i a la instalación j (pts/año) Se obtiene de tij=tuij·di, siendo tuij el coste variable (pts/t) de transporte entre la planta fragmentadora i y la instalación de valorización j. Este coste variable puede establecerse en función de la distancia Dij o del tiempo necesario para el transporte Tij entre la planta i y la instalación j tuij=tu(Dij,Tij) El problema (1) es un problema de programación lineal con variables mixtas (continuas y binarias o {0,1}), con (M+1)·N variables y M·(N+1) restricciones (con otras N restricciones adicionales si se considera la limitación de capacidad de las instalaciones de valorización). Su estructura corresponde a una adaptación de la que utilizan Efroymson y Ray para problemas de localización de instalaciones industriales, para lo que proponen el algoritmo que lleva su nombre. El modelo general para el caso español consta de 1080 variables y 1069 restricciones.

9.3.2. Utilización del modelo

El problema (1) debe resolverse en los escenarios 2000 y 2006. Para contemplar posibles vinculaciones entre las soluciones de ambos escenarios, se identifica


el escenario 2000 mediante 1 y el escenario 2006 con 2, de manera que se añadiría este dígito como subíndice para las variables y parámetros de cada problema. Es el caso de posibles instalaciones a utilizar en el año 2000 que no hubieran terminado su plazo de amortización en 2006. Así, puede contemplarse que una instalación de valorización que resulte operativa para 2000 (fj1=1) debe serlo también en 2006 (fj2=1). En el caso de que el uso de una instalación sea interesante en 2000 (fj1=1) pero no en 2006 (fj2=0), debe estudiarse la alternativa correspondiente a mantener la instalación abierta en 2000 y 2006, así como la complementaria: mantenerla cerrada en ambos años. Se elige la mejor de estas dos combinaciones de escenarios. En este estudio, no ha sido necesario considerar este tipo de restricciones que vinculan los resultados de dos escenarios ya que: la instalación de plantas de termólisis se plantea únicamente para el año 2006; el plazo de amortización considerado para las inversiones en plantas cementeras es de 5 años (fuente: OFICEMEN), por lo que la situación de 2000 no vincularía a la de 2006. Por otra parte, para introducir el criterio “reducción del riesgo” en los modelos a plantear, puede limitarse el número de plantas de un tipo considerado como de riesgo. Este tipo de restricción, especialmente interesante en lo referente a las plantas de termólisis (véase apartado 8.7), se plasmaría en limitar a Nk el número máximo admisible de plantas del tipo k (con riesgo), de la forma:

k

J

j

j NyK

k

k≤∑

=1

Tanto para la interpretación, como para la integración de los submodelos, se ha utilizado un sistema de información geográfica, que presenta gráficamente los resultados. Para cada par fragmentadora-instalación de valorización energética, el grosor de la línea que los une en un mapa es proporcional al flujo resultante. De esta manera, se puede verificar la coherencia de una solución de forma visual. Sin embargo, hay que tener en cuenta que los flujos que se producirían entre una planta de termólisis y la fragmentadora donde está ubicada no se aprecian gráficamente. Por esto, en las localizaciones donde se ubicaría una planta de termólisis existe un flujo “oculto gráficamente” cuyo valor es la producción de residuos de la planta fragmentadora en cuestión (esto se ha solventado marcando en oscuro el símbolo de las ubicaciones de fragmentadoras donde resultaría localizada una planta de termólisis). El análisis conjunto, por una parte, de los factores económico y logístico ya presentados y, por otra, de la ubicación y dimensión de las instalaciones existentes en España (que aparece en el mapa 9.1) ha puesto de manifiesto la inconveniencia de aplicar el modelo anterior extendido al conjunto de la geografía peninsular.


En este análisis se han identificado 4 plantas fragmentadoras de carácter singular (están aisladas geográficamente), así como 5 zonas geográficas que pueden considerarse de manera prácticamente independiente. Estas 4 singularidades y las 5 zonas identificadas aparecen señalados en el mapa 9.2 mediante rectángulos y óvalos, respectivamente.

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Mapa 9.2 – Zonas geográficas y lugares singulares para la valorización energética. Por ello, el modelo de programación matemática descrito no se ha resuelto para el conjunto completo de fragmentadoras, sino que se ha aplicado en las 5 zonas geográficas establecidas, resultando más sencillo y de más fácil interpretación, integrándose los resultados junto con los de los 4 casos singulares identificados. Los modelos han sido elaborados y resueltos mediante un programa informático especializado en programación matemática. Los resultados de los submodelos, a través de una hoja de cálculo, han sido capturados, integrados y analizados mediante el sistema de información geográfica mencionado anteriormente.

9.3.3. Aplicación para el escenario del año 2000

Para este escenario se considera una producción de 120000 toneladas de residuos provenientes de la fragmentación de vehículos fuera de uso, distribuidos según el peso relativo de las distintas fragmentadoras (véase capítulo 5).


Dado que las plantas de termólisis no se consideran hasta 2006, puede considerarse que este escenario se ha analizado de forma análoga al presentado en el caso de las cementeras (apartado 6.7), añadiendo las 2 plantas de lecho fluido existentes. Las posibles asignaciones a resolver mediante el modelo anteriormente presentado aparecen en el mapa 9.3. De los 4 puntos singulares identificados, solamente en el caso de Galicia se plantea la alternativa entre la planta de lecho fluido y la cementera. En los otros tres casos (Asturias, Palencia y Zaragoza) se identifica claramente un par fragmentadora-cementera. Sin embargo, el caso de Aragón presenta una peculiaridad: la producción de residuos estimada en esta región es tan pequeña que resultaría ruinosa cualquier alternativa de valorización energética en esa comunidad autónoma. Las diferencias económicas entre valorizar estos residuos en Cataluña, País Vasco, Navarra, Madrid, e incluso Valencia, serían mínimas, y la aportación de tal producción de residuos a la mejora de las condiciones económicas de la valorización energética en el destino elegido serían despreciables (supone menos de un 0,5% del total nacional). Por lo tanto para la asignación de tales residuos se considera que se debería utilizar criterios “ad hoc”, lo que queda fuera del alcance de este estudio.


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Mapa 9.3 – Flujos posibles para la valorización energética en 2000.

9.3.4. Aplicación para el escenario del año 2006

Para este escenario se considera una producción de 140000 toneladas de residuos provenientes de la fragmentación de vehículos fuera de uso, distribuidos según el peso relativo de las distintas fragmentadoras (véase capítulo 5).


Al incluir la posibilidad de instalar plantas de termólisis en las ubicaciones de las fragmentadoras, se incrementa notablemente el número de variables a considerar. Baste comparar las líneas de flujo potenciales que aparecen en el mapa 9.4 con las que aparecían en el mapa 9.3.

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Mapa 9.4 – Flujos posibles para la valorización energética en 2006.

Para simplificar la situación de partida y tener en cuenta el factor riesgo identificado para las plantas de termólisis, y a la vista de los resultados obtenidos en el apartado 8.7 (escenarios con plantas de termólisis solamente), se ha limitado el número de plantas de este tipo a considerar.


En el estudio logístico para esta tecnología no aparecían más de 2 plantas en ninguna zona geográfica. La holgura resultante en cada caso para las “segunda planta” hacía que las mismas estuvieran en una “una zona de riesgo” (alta sensibilidad respecto al flujo). Con objeto de limitar el riesgo de las soluciones en estos casos, se ha optado por restringir a uno el numero de plantas de termólisis en cada zona. Así, otras tecnologías menos sensibles al flujo completarían la valorización energética de los residuos, de manera que, aunque los resultados económicos pudieran ser algo peores, serían más robustos ante disminuciones en la producción de residuos de fragmentación de VFU.

9.4. RESULTADOS

Como observación previa a la presentación de los resultados obtenidos, se quiere destacar que la principal relevancia de los resultados que se presentan a continuación, no estriba tanto en las soluciones concretas, como en la prueba que suponen de la validez y adecuación de la metodología propuesta. También es de destacar la facilidad que ofrece para comparar las soluciones obtenidas al variar algún parámetro o criterio en un mismo escenario, así como las soluciones correspondientes a escenarios diferentes.

9.4.1. Escenario para el año 2000

Los resultados obtenidos para el año 2000, cuando se admite la posibilidad de utilizar las tres tecnologías consideradas en este estudio, se resumen mediante su representación gráfica (mapa 9.5) y las tablas 9.1 y 9.2. La similitud de este resultado con el obtenido en el escenario planteado únicamente con cementeras en el año 2000 (apartado 6.7) se puede apreciar por comparación de los mapas 6.4 y 9.5. Obsérvese que en este último mapa aparecen 2 plantas de lecho fluido. En ambos escenarios se ha cumplido la condición de asignar la valorización energética de los residuos de todas la fragmentadoras a cementeras de la misma zona, excepto en el caso de la zona País Vasco-Navarra, donde la capacidad limitada de las cementeras impide la valorización de un 7% de los residuos de la planta fragmentadora de Vizcaya (este resultado es el que resulta menos costoso para la zona). Una observación significativa es el gran número de instalaciones en las que resulta necesario llevar a cabo valorización energética: 16 plantas cementeras y las 2 de lecho fluido. Esto es debido a que para el escenario del año 2000 se ha considerado que el residuo únicamente


puede alcanzar el 5% del consumo energético de combustible de las plantas cementeras, lo que limita de forma notable la capacidad de valorización de cada planta. Por ello aparece en el mapa 9.5 un gran número de pares en los que se asigna flujo (dispersión de flujos).

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Mapa 9.5 – Flujos resultantes para la valorización energética de residuos en 2000.

En el año 2000, las soluciones obtenidas para el escenario general y el escenario con plantas cementeras son diferentes en el caso de las zonas de Galicia y Madrid. En el escenario general para 2000, en la zona de Galicia, en vez de la valorización en la


cementera, se utilizaría la incineración en la planta de lecho fluido de A Coruña, lo que supone una disminución de coste respecto al escenario solamente con cementeras estimada en 30 millones de pesetas. Más significativo es el cambio en la solución correspondiente a la zona de Madrid (mapa 9.6). En la solución para esta zona, en el escenario que considera únicamente cementeras como posibles destinos para la valorización energética de residuos, se asignan dos cementeras (CM y CTO2). En el escenario 2000 para el caso general, la composición de la solución es cualitativa y cuantitativamente diferente: solamente se utilizaría una cementera (CTO1), de mayor capacidad que cualquiera de las dos resultantes en el escenario 2000 sólo para cementeras, y a mayor distancia; el resto se enviaría a la planta de lecho fluido. De esta forma, se reducirían los costes en algo más de 10 millones de pesetas.

PLANTAS CEMENTERAS 2000 CASO GENERAL 2000

Mapa 9.6 – Comparación de dos soluciones para la zona de Madrid en 2000. Un resumen cuantitativo de los resultados se presenta en la tabla 9.1, donde, para las plantas en que resultaría menos costoso llevar a cabo la valorización energética, se recogen los datos siguientes: COD, código de la planta cementera o de lecho fluido,



FU (en %), utilización de la instalación respecto a su capacidad máxima de valorización energética en el año 2000;



CU (en pts/kg), el coste unitario derivado de la valorización energética (amortización mas costes variables de valorización menos ingresos).

COD D2000 VE FU CT CU CAS 12600 5751 45% 36,2 6,3 CB1 15600 8626 55% 29,3 3,4 CB2 10900 9253 85% 27,8 3,0 CB3 9800 9702 100% 26,5 2,7 CCA 6100 6112 100% 35,2 5,7 CGU 4100 4134 100% 40,1 9,7 CH 3200 3226 100% 42,3 13,1

CMA 8300 8271 100% 29,9 3,6 CNA 6800 6757 100% 33,8 5,0 CPA 4700 2875 60% 43,1 15,0 CSE 8200 8230 100% 30,2 3,6

CTO1 12700 12076 95% 21,0 1,7 CV2 10300 9776 95% 26,5 2,7 CVI1 4600 4538 100% 39,1 8,6 CVI2 3800 3731 100% 41,0 11,0 LCO 500000 3422 1% 9,6 2,8 LM 265000 7386 3% 20,8 2,8


Tabla 9.1 – Resultados para el escenario 2000 (1). Respecto a las plantas fragmentadoras, 7 de ellas deberían enviar sus residuos a 2, e incluso 3, instalaciones de valorización diferentes. Son las que se muestran en la tabla 9.2 (FRAG), junto con la parte de su producción que sería enviada a cada uno de los destinos (DES). Se ha destacado el envío de una fragmentadora de Madrid a la planta de lecho fluido (LM), como excepción a los demás casos (cementeras).

FRAG DES % DES % DES % FB1 CB2 76% CB3 24% FCA CSE 30% CCA 53% CMA 16% FNA CGU 58% CNA 42% FS1 CSE 72% CCO 28% FS2 CH 63% CCO 37% FVI CVI2 32% CVI1 39% CGU 21% FM2 CTO1 87% LM 13%


Tabla 9.2 – Resultados para el escenario 2000 (2). El resultado económico del conjunto resultante daría lugar a un coste total de 730 millones de pesetas, 40 millones menos costoso que el escenario alternativo en el que se utilizaran únicamente plantas cementeras.


9.4.2. Escenario para el año 2006

Los resultados obtenidos para el año 2006 se resumen mediante su representación gráfica (mapa 9.7) y la tabla 9.3.

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Mapa 9.7 – Flujos resultantes para la valorización energética de residuos en 2006. De acuerdo a lo establecido en la descripción de la aplicación de los modelos para el escenario 2006, las plantas de termólisis a utilizar, cuyo número se ha limitado, han resultado localizadas en 4 de las 5 zonas geográficas establecidas (en la zona de Valencia domina la solución de utilizar la planta cementera), complementándose la valorización con otras 4 instalaciones (3


cementeras y una planta de lecho fluido). Estas instalaciones, unidas a las 3 de los puntos singulares (4 si se considerara una instalación en Aragón), conduce a un total de 12 instalaciones para la valorización de residuos provenientes de vehículos fuera de uso (6 plantas cementeras, 4 plantas de termólisis y 2 plantas de lecho fluido). Un resumen cuantitativo de los resultados se presenta en la tabla 9.3, donde, para las plantas en que resultaría más conveniente llevar a cabo la valorización energética, se recogen los siguientes datos: COD, código de la planta cementera, de lecho fluido o de termólisis;



FU (en %), utilización de la instalación respecto a su capacidad máxima de valorización energética en el año 2006;


CU (en pta/kg), . coste unitario derivado de la valorización energética (amortización mas costes variables de valorización menos ingresos).

COD D2006 VE FU CT CU CAS 21500 6800 25% 33,2 4,9 CB2 21800 12900 60% 19,0 1,5 CNA 13600 4400 30% 49,4 8,9 CPA 9300 3400 35% 41,8 12,2 CSE 8200 8130 100% 30,2 3,6 CV2 20500 11600 55% 22,1 1,9 LCO 500000 4106 1% 11,5 2,8 LM 265000 4104 2% 11,5 2,8 TB3 20000 20000 100% -112,3 -5,6 TCA 20000 20000 100% -112,3 -5,6 TM2 20000 20000 100% -112,3 -5,6 TVI 20000 20000 100% -112,3 -5,6


Tabla 9.3 – Resultados para el escenario 2006. En este escenario, solamente 4 fragmentadoras habrían de repartir sus residuos entre 2 instalaciones diferentes: FAL enviaría un 85% y un 15% de su producción de residuos a TVI y CNA, respectivamente;

FB1 enviaría un 90% y un 10% de su producción de residuos a CB2 y TB3, respectivamente;

FRG enviaría un 97% y un 3% de su producción de residuos a CSE y TCA, respectivamente;


FM1 enviaría un 52% y un 48% de su producción de residuos a LM y TM2, respectivamente.

El resultado económico del sistema resultante sería de 100 millones de pesetas, un resultado positivo pero inferior en 40 millones de pesetas que en el escenario alternativo en el que se utilizaran únicamente plantas de termólisis (si bien este último escenario conlleva un mayor riesgo).

9.4.3. Comparación de escenarios

Se observan tres diferencias fundamentales al pasar del escenario 2000 al 2006: un incremento del 20% en la producción de residuos prevista;

un incremento del 100% en la capacidad de las plantas cementeras para valorización energética;

la introducción de la alternativa de instalación de plantas de termólisis, las cuales conllevan unas características logísticas diferentes, así como una disponibilidad de capacidad adicional para valorización energética

Estas tres características conjuntamente hacen que, en el escenario 2006, con las tres tecnologías, se observe la mayor concentración de flujos entre todos los escenarios analizados, sobre todo si se tiene en cuenta que los flujos de residuos entre una planta fragmentadora y una planta de termólisis situada en su misma ubicación no aparecen como líneas en los mapas que representan las soluciones. Para una más fácil interpretación de las soluciones obtenidas, se comparan los resultados del escenario 2006 (2006G) con los alcanzados en otros tres escenarios ya presentados: Escenario general 2000 (2000G)

Escenario 2006 considerando sólo plantas cementeras (2000C)

Escenario 2006 considerando sólo plantas de termólisis (2006T)

Esta comparación se resume en la tabla 9.4, donde las características de tipo cualitativo se han valorado con “+” o “-“ según lo observado, y las de tipo cuantitativo se han valorado con valores relativos tomando como referencia (índice 100) el escenario 2006 para el caso general. Es especialmente relevante el efecto de las limitaciones de capacidad, que conducen a generar unos mayores costes de inversión y totales que cuando se relajan, aún aumentando significativamente el volumen de residuos a valorizar en estos últimos casos.


2000 2006C 2006T 2006G Nº Instalaciones de valorización 18 13 9 12 Efecto de las limitaciones de capacidad

+++ ++ - +

Riesgo - - +++ + Resultado económico -720 -410 +140 +100 Inversión 40 30 160 100

Tabla 9.4 – Comparación de resultados de diferentes escenarios.

Los efectos mencionados pueden apreciarse en los mapas 9.8, 9.9, 9.10 y 9.11, donde se ofrece un detalle comparativo de las 4 zonas geográficas establecidas para las que se manifiestan cambios más significativos entre los cuatro escenarios referidos.

2000

2006T2006G

2006C

Mapa 9.8 – Comparación de resultados: Andalucía.


2000

2006T2006G

2006C


Mapa 9.9 – Comparación de resultados: Barcelona.


2000

2006T 2006G

2006C


Mapa 9.10 – Comparación de resultados: Madrid.


2000

2006T 2006G

2006C


Mapa 9.11 – Comparación de resultados: Zona Norte.

9.5. CONSIDERACIONES FINALES

Los resultados presentados en este capítulo y en el apartado 7 de los capítulos 6, 7 y 8 están condicionados por un triple conjunto de factores: La diferente naturaleza de las tecnologías evaluadas para la valorización energética de residuos de fragmentación de vehículos fuera de uso, en términos económicos y logísticos. Esto dificulta la comparación, por constituirse cadenas logísticas de diferente carácter. Los modelos monocriterio (resultado económico) utilizados deben ser complementados con la consideración de otros factores relevantes en el problema que se aborda: riesgo, consecuencias medioambientales,...

La disponibilidad de información relativa a las actividades implicadas en cada tipo de cadena logística. Esta limitación ha implicado considerar cadenas logísticas de diferente amplitud (véase figura 9.3).


La incertidumbre respecto de la información utilizada. En el problema que nos ocupa pueden identificarse tres fuentes de incertidumbre principales:

− Los amplios intervalos de confianza obtenidos para las previsiones de generación de vehículos fuera de uso y la dificultad de realizar estimaciones acerca de la producción actual de residuos en las plantas fragmentadoras españolas (capítulo 5)

− El carácter agregado de las estimaciones económicas en las plantas cementeras. Se han utilizado determinados valores estimados para la inversión y la operación, así como para la sustitución de combustibles convencionales, para cualquier planta cementera (capítulo 6). Sin embargo, las características particulares de cada instalación cementera existente hacen que los valores reales que se obtendrían en cada una de ellas pudieran ser diferentes

− Las estimaciones económicas para posibles plantas de termólisis a instalar en el futuro contienen la incertidumbre propia de una valoración de instalaciones no existentes en la actualidad

Con la metodología utilizada, además de aprovecharse las ventajas de la resolución por ordenador de problemas complejos como los abordados, se ha podido tener en cuenta el factor riesgo a la hora de utilizar los modelos para la valorización energética de residuos. Análogamente, podrían introducirse en el problema en cuestión otro tipo de criterios a considerar. La selección y evaluación de alternativas efectuada se ha realizado en términos del conjunto formado por todas las posibles cadenas logísticas formadas con las tres tecnologías consideradas, en el ámbito peninsular español. Esto no significa que no pudiera llevarse a cabo de modo similar análisis para conjuntos menores, e incluso, para una sola instalación de origen. Por otra parte, tal forma de evaluación lleva a la solución más satisfactoria, para un criterio determinado, en el conjunto del sistema. Es posible que la solución así obtenida no satisfaga a un agente concreto implicado en el sistema, del mismo modo que la solución “óptima” para un agente determinado no tiene que ser la más conveniente para el conjunto. A este respecto, vale la pena destacar que la metodología desarrollada podría aplicarse igualmente a las decisiones de inversión y operación más convenientes para un agente concreto, una vez definidos sus parámetros y criterios particulares. Por otra parte, los resultados económicos presentados, tanto en términos de posibles beneficios como en términos de costes, se refieren a la totalidad del sistema. En ningún caso el desglose de costes o ingresos utilizado supone su asignación a agentes concretos del sistema.

10. Conclusiones Página 211

10. CONCLUSIONES

En el presente estudio, se ha analizado en profundidad la valorización energética de neumáticos fuera de uso (NFU) y residuo ligero de fragmentación de vehículos fuera de uso (RLF). El proyecto se ha centrado en el RLF, residuo más problemático y sobre el que todavía no existe una gestión adecuada, pues es llevado en su mayoría a vertedero. Por otra parte, se han considerado tres tecnologías avanzadas de recuperación energética, cuyas expectativas técnicas y medioambientales eran a priori buenas. Bajo esta perspectiva, los primeros pasos fueron la caracterización completa del RLF (sobre el NFU ya existen numerosas analíticas) y el análisis de las fuentes de producción de NFU y RLF. Conocido con qué residuo nos encontramos y dónde y en qué cantidad se genera, se continuó con el análisis técnico-medioambiental, económico y logístico. El análisis técnico-medioambiental teórico, las pruebas realizadas a nivel industrial y a nivel laboratorio y los precedentes que existen en otros países, indican que las tres tecnologías analizadas son muy adecuadas para el tratamiento del residuo en cuestión. Los problemas técnicos, en particular, los referentes a la trituración y alimentación del RLF, pueden ser solventados invirtiendo en los equipos adecuados. Y en cuanto al aspecto medioambiental, no se ha encontrado una tecnología claramente más beneficiosa con el medio ambiente. El análisis comparativo medioambiental podría resumirse como se indica en la siguiente tabla.

TECNOLOGÍA RENDIM. EMISIONES ATMOSFÉRICAS

AGUAS RESIDUALES

RESIDUOS SÓLIDOS

CEMENTERA Alto: se emplea energía térmica

No cambian significativamente por

el empleo de RLF, siempre que se

controlen contenido en Cl y en metales

volátiles

No se generan aguas residuales

No se generan: los metales se combinan

con el clinker

LECHO FLUIDO Medio: implica

conversión a energía eléctrica

Emisiones con bajo contenido en NOx,

CO y metales (mejor LFC). Gases ácidos

pueden requerir absorbente

Aguas residuales de lavado de gases

Cenizas limpias y secas. Pocos inquemados

PIRÓLISIS Medio: implica

conversión a energía eléctrica

No hay emisiones en la pirolización. Sólo en las calderas para

generación de electricidad a partir

del gas limpio

Contienen cloro e hidrocarburos: necesitan de depuración

convencional

El carbón contiene los metales y

contaminantes pesados. Posibles

empleos posteriores

Tabla 10.1.Análisis medioambiental de las tres tecnologías


Aun más, no sólo las tres tecnologías tienen sentido por sí solas para el tratamiento del RLF y del NFU, sino que podrían producirse sinergias entre estas. En concreto, hablamos de un horno de lecho fluido para gasificación acoplado a una cementera y del empleo del carbón de pirólisis como combustible en una cementera. Lo anterior hace que el análisis económico y logístico sea clave para tratar de definir el posible escenario de gestión del RLF para el presente año y para el año 2006. Así, el primer paso fue analizar económicamente cada tecnología a partir de los datos estimados por los diferentes grupos de expertos participantes y otras informaciones disponibles. Del análisis económico puede concluirse que la pirólisis es una tecnología emergente y prometedora desde los puntos de vista económico y medioambiental, pero con el riesgo inherente a cualquier nueva tecnología y reforzado por su gran dependencia de un suministro continuo y elevado para mantener su rentabilidad económica. Tal y como se ha considerado en este estudio la tecnología de lecho fluido se muestra como una alternativa costosa pero robusta respecto a posibles variaciones en el flujo de residuos. Las plantas cementeras aparecen en determinados escenarios como la alternativa menos costosa y con menos riesgo ya que las inversiones necesarias para su adaptación a la valorización de estos residuos son sustancialmente menores que las requeridas para la puesta en marcha de nuevas instalaciones de valorización energética. A partir de los resultados económicos, la situación de las fragmentadoras y la situación de las actuales plantas de tratamiento, se elaboró una metodología de simulación de diferentes tipos de sistemas logísticos para la valorización energética de residuos. El objetivo de esta metodología ha sido evaluar diferentes escenarios a corto y a medio plazo (años 2000 y 2006, respectivamente), con plantas ya existentes (caso de cementeras y lecho fluido) y con posibles plantas futuras (caso de pirólisis), indicando los flujos y estimaciones económicas resultantes. Los resultados de este estudio logístico se han mostrado con detalle en el capítulo 9. Podrían resumirse en: − La gran diversidad de soluciones posibles, con configuraciones distintas para las cadenas

logísticas resultantes, cuyas diferencias en términos económicos no son muy relevantes

− La fuerte influencia de las limitaciones de capacidad de las instalaciones para valorización en las inversiones, flujos y resultados esperables

− La complementariedad de diferentes tipos de tecnologías en distintos ámbitos geográficos, según la dispersión geográfica de la producción de residuos y teniendo en cuenta el importante factor de riesgo asociado a la incertidumbre respecto al volumen de producción de residuos a valorizar

Los ejemplos incluidos al final del capítulo 9 son ilustrativos a este respecto. Con esta incitativa, se ha dado el primer paso para el cumplimiento de las futuras directrices


europeas al alcanzar el objetivo de conocer la viabilidad económica y la problemática técnica que se da al valorizar energéticamente parte de los residuos provenientes de vehículos fuera de uso. Además, se ha fomentado que empresas y asociaciones trabajen conjuntamente con vistas a un mayor y mejor reciclado de los vehículos al final de su vida útil, convirtiendo lo que para unos es un residuo en lo que para otros es un combustible limpio, y contribuyendo así a la protección del medio ambiente.

valorizaciÓn energÉtica de residuos de vehÍculos fuera de … · 2014-06-16 · − la creación...

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