### IV.8.5. Flue gas cleaning system and flue gas sampling conditions

Flue gas cleaning system and flue gas sampling conditions also affect the characteristics of flue gas particles. These topics are discussed in chapter V.

## IV.9. Chemical composition of particulate matter

### IV.9.1. Elemental concentrations

Zeuthen et al. (2007) incinerated different kinds of waste. In all runs consisting of different waste fractions, the major elements in the particles sampled at the inlet of the flue gas cleaning system, were Na, S, Cl, K, Zn, and Pb. The ratio Na/K increased significantly when NaCl salt (+67%) or shredder waste (+112%) was added to the base-load waste. The concentrations of Zn and Pb increased significantly in the flue gas particles when ASR was added to the base-load, with a factor 7 for Zn en with 40 % for Pb. Fe and Cu were found as major elements in the smallest particles during shredder waste and batteries combustion. Cr was found in the smallest particles during combustion of batteries, shoes, and shredder waste while Mn was mainly found during combustion of ASR, batteries, and PVC. As was found in the smallest particles during combustion of shredder waste. During combustion of batteries and ASR resp. 2.8 % and 4.6 % of Hg was found on the smallest particles; for the reference run it was only 0.5 %.

Lind et al., (2007) analyzed the composition of fly ash particles at the inlet of the flue gas cleaning system and at the stack of 2 plants incinerating MSW and pre-sorted industrial waste (Table IV-8). One plant was equipped with a grate furnace incinerator and the other with a fluidized bed; both plants had the same flue gas cleaning system (SNCR and integrated flue gas desulfurization). Also here, the high trace element concentration in the waste fuels were reflected in the element concentration in fly ash particles sampled at the inlet of the flue gas cleaning system, upstream of the sorbent injection. The highest concentration of heavy metals was found for PM₁₀ particles at the fluidized bed plant, with Cu concentrations of 5.4 % and Pb concentrations of 7.4 %. Heavy metal concentrations in the fly ash collected at the fabric filter inlet and in the particulate matter collected at the stack are given in Table IV-8 for both plants. Lind et al. (2007) divided metals in fly ash into three groups according to their enrichment in particles < 100 nm (PM₁₀).

* Group 1: Cd, Cu and Pb enriched in particles < 100 nm at both plants

* Group 2: As and Sb abundant in particles < 100 nm at the grate-fired plant but not in the fluidized bed plant. Due to their high volatility at combustion temperatures, they have also been found to be enriched in submicron particles during coal combustion, but the extent of enrichment depends on the postcombustion transformations (Senior et al., 2000). In a grate-fired furnace, due to the high incineration temperature, As and Sb are transported into the gas phase. As the coarse fly ash particle fraction for grate-fired furnaces is small, As and Sb condense mainly onto the submicron size particles and occur in the flue gas stream. In a fluidized bed, the lower incineration temperature limit the release of As and Sb into the gas phase. Moreover as the coarse fly ash particle fraction is high, ample surface for chemical reactions with gasphase As and Sb species is available, carrying As and Sb into the coarse ash fraction.

* Group 3: Co, Cr, Mn and V were depleted in PM₁₀ in both plants, in consistency with their non-volatile behavior.

Querol et al. (1995) distinguished elements with volatile behavior that (partially) condense in flue gases and thus enrich in fly ash (e.g., As, B, Bi, Pb, S, Cd), elements that are concentrated in the slag (e.g., C, Fe and elements with iron oxide affinity such as Cu, or Mn) and elements that show no fractionation between fly ash and slag (e.g., Al, Ca, Na, Mg, Li, Cr, Co, Ni, Zn).
<table><caption>Table IV-8 : Heavy metal concentration in fly ash particles and at stack of a grate furnace and a fluidized bed incinerator (MSW + IW) (particles < 100 nm; PM₁₀)</caption><thead><tr><th rowspan="3">Element</th><th colspan="6">Fly ash particles</th><th colspan="4">Particulate matter at stack</th></tr><tr><th colspan="3">Grate furnace</th><th colspan="3">Fluidized bed</th><th colspan="2">Grate furnace</th><th colspan="2">Fluidized bed</th></tr><tr><th>Total (g/m³)</th><th>PM₁₀ (g/m³)</th><th>PM₁₀ (%)</th><th>Total (g/m³)</th><th>PM₁₀ (g/m³)</th><th>PM₁₀ (%)</th><th>Total (µg/m³)</th><th>PM₁₀ (µg/m³)</th><th>Total (µg/m³)</th><th>PM₁₀ (µg/m³)</th></tr></thead><tbody><tr><td>As</td><td>350</td><td>230</td><td>64</td><td>240</td><td>3.0</td><td>1.3</td><td>0.002</td><td>nd*</td><td>0.01</td><td>0.003</td></tr><tr><td>Cd</td><td>730</td><td>620</td><td>86</td><td>330</td><td>200</td><td>60</td><td>0.003</td><td>0.0006</td><td>0.01</td><td>0.005</td></tr><tr><td>Co</td><td>21</td><td>6.3</td><td>30</td><td>280</td><td>4.0</td><td>1.4</td><td>0.04</td><td>0.003</td><td>0.02</td><td>0.007</td></tr><tr><td>Cr</td><td>1200</td><td>520</td><td>42</td><td>2300</td><td>310</td><td>13</td><td>5.3</td><td>1.7</td><td>2.5</td><td>1.2</td></tr><tr><td>Cu</td><td>5300</td><td>4600</td><td>88</td><td>75000</td><td>16000</td><td>21</td><td>0.2</td><td>0.03</td><td>0.9</td><td>0.4</td></tr><tr><td>Mn</td><td>780</td><td>330</td><td>42</td><td>12000</td><td>55</td><td>0.5</td><td>0.7</td><td>0.03</td><td>0.3</td><td>0.05</td></tr><tr><td>Ni</td><td>600</td><td>110</td><td>18</td><td>420</td><td></td><td></td><td>&lt;0.1</td><td>&lt;0.1</td><td>1.0</td><td>0</td></tr><tr><td>Pb</td><td>30000</td><td>26000</td><td>88</td><td>34000</td><td>22000</td><td>63</td><td>0.06</td><td>0.02</td><td>0.8</td><td>0.4</td></tr><tr><td>Sb</td><td>5700</td><td>3700</td><td>66</td><td>2700</td><td>13</td><td>0.5</td><td>0.007</td><td>0.002</td><td>0.05</td><td>0.007</td></tr><tr><td>Tl</td><td>6.0</td><td>5.1</td><td>84</td><td>2</td><td>2.0</td><td></td><td>&lt;0.002</td><td>&lt;0.002</td><td>&lt;1</td><td>nd</td></tr><tr><td>V</td><td>31</td><td>6.6</td><td>21</td><td>230</td><td></td><td>0.9</td><td>0.03</td><td>0.004</td><td>0.02</td><td>0.01</td></tr><tr><td>Hg</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>n.d.</td><td></td><td>1.5</td><td></td></tr></tbody></table>

(source: Lind et al., 2007)

*nd: < detection limit

Table IV-9 gives concentrations for heavy metals emitted at the stack for 2 grate furnaces, 2 fluidized bed MSW incinerators (Lind et al., 2007; Indaver, 2011) and 3 rotary kiln incinerators for hazardous waste (Indaver, 2011); also the limit values for the European Waste Incineration Directive (WID) are included. All reported concentrations are far below the European Waste Incineration Directive limit values (WID). The lowest concentrations are obtained for hazardous waste incineration, due to the use of high performance flue gas cleaning systems.

<table><caption>Table IV-9 : Pollutant emissions for heavy metals flue gases of MSW (grate furnace and fluidized bed incinerator) and hazardous waste incinerators (rotary kiln) compared with the limit values for the European Waste Incineration Directive (WID)</caption><thead><tr><th rowspan="2">Pollutant</th><th rowspan="2">WID µg/m³</th><th colspan="2">Lind et al., 2007 (µg/Nm³)</th><th colspan="3">Indaver, 2011 (µg/Nm³)</th></tr><tr><th>Grate furnace</th><th>Fluidized bed</th><th>Grate furnace</th><th>Fluidized bed</th><th>Rotary kiln</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cd+Tl</td><td>50</td><td>0.002</td><td>&lt;1</td><td>0.1</td><td>&lt;16</td><td>0.1-0.6</td></tr><tr><td>As+Co+Cr+Cu+Mn+ Ni+Pb+ Sb+V</td><td>500</td><td>12</td><td>4.6</td><td>90</td><td>50</td><td>10-40</td></tr><tr><td>Hg</td><td>50</td><td>0.05</td><td>6.4</td><td>&lt;0.5</td><td>13</td><td>0.2-0.5</td></tr></tbody></table>

(Source: Lind et al., 2007; Indaver, 2011)
IV.9.2. Comparison between chemical composition of particles emitted at stack and in ambient air

Cernuschi et al. (2012) determined the chemical composition of the UFP and NP fraction of particulate matter emitted at stack of plants incinerating MSW and industrial waste (clinical waste, ASR) and compared it with concentrations in ambient air at an urban background site of the area where the plant is located (Table IV-10). Within the NP size fraction (< 50 nm) emitted at stack, the anionic components account for about 43% of the corresponding mass: chlorides result in the highest contribution (21%) followed by nitrates (13%) and ammonium (9%), while sulfates are not detected (detection limit = 1 µg). Metals account for nearly 17%, with Cr, Fe, Ni, Zn and Pb as the main contributors and with Ti, V, Mn, and Co overall below 0.2%. Total carbon accounts for nearly 25%. In the UFP fraction (< 100 nm), the ionic components account for about 46% of the corresponding mass, with very similar contributions among single species as for the NP fraction: chlorides are again the most abundant species (28%) followed by nitrates (10%) and ammonium (8%), whereas no sulfates are detected. Trace metals account for almost 22%, mainly Cr, Fe, Ni, Zn, and Pb, and an overall contribution of less than 1% is observed for Al, Ti, V, Mn, Co, Cu and Cd. Total carbon accounts for about 18% and the unidentified mass is found to be nearly 13%. Similar results for chloride and some trace metals (Fe, Zn and Pb) in UFP are reported in the study by Zeuthen et al. (2007) on size fractions between 30 nm and 100 nm, sampled from raw untreated flue gas downstream the energy recovery boiler.

The major significant difference between the composition of UFP particles emitted at stack of a WtE plant and in ambient air (Cernuschi et al., 2012) (see Table IV-9) are the high concentrations of metals (particularly Fe, Zn, Ni and Cr) and chloride ion in WTE particles, mostly negligible or not detected at all in ambient air samples. Although UFP and NP emitted at the stack are subject to significant modifications during plume dispersion processes (Biswas and Wu, 2005), the findings point to the potential significance of chlorine and metals as markers of the source impact on atmospheric particles < 100 nm UFP) and particles < 50 nm (NP).

<table><caption>Table IV-10 : Chemical composition of particles < 100 nm (UFP) and particles < 50 nm (NP) sampled at the stack of a WtE plant and UFP particles sampled in ambient air.</caption><thead><tr><th colspan="3">WtE plant (at stack)</th><th>Ambient air</th></tr><tr><th>Component</th><th>NP (%)</th><th>UFP (%)</th><th>UFP (%)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cl<sup>-</sup></td><td>20.6</td><td>27.4</td><td>0.7</td></tr><tr><td>NO<sub>3</sub><sup>-</sup></td><td>13.0</td><td>10.5</td><td>11.7</td></tr><tr><td>NH<sub>4</sub><sup>+</sup></td><td>8.8</td><td>8.4</td><td>3.0</td></tr><tr><td>SO<sub>4</sub><sup>2-</sup></td><td>&lt; DL</td><td>&lt; DL</td><td>4.6</td></tr><tr><td>Total carbon</td><td>24.9</td><td>17.6</td><td>37.4</td></tr><tr><td>Fe</td><td>6.2</td><td>11.1</td><td>n.d.</td></tr><tr><td>Ni</td><td>1.3</td><td>2.0</td><td>n.d.</td></tr><tr><td>Zn</td><td>7.8</td><td>5.9</td><td>0.2</td></tr><tr><td>Pb</td><td>0.4</td><td>0.1</td><td>0.1</td></tr><tr><td>Cr</td><td>2.1</td><td>3.3</td><td>n.d.</td></tr><tr><td>Cu</td><td></td><td></td><td>0.2</td></tr><tr><td>Other elements*</td><td>0.2</td><td>0.7</td><td></td></tr><tr><td>Unidentified</td><td>14.6</td><td>13</td><td>42.1</td></tr></tbody></table>

<footnote>*Other elements in UFP: Al, Ti, V, Mn, Co, Cu, Cd; in NP: Ti, V, Mn, Co</footnote>

<footnote>(source: Cernuschi et al., 2012)</footnote>
Mineralogical investigations performed by SEM and TEM-imaging of particles reveals a broad variety of shapes and structures (Zeuthen et al., 2007; Buonanno et al., 2011). Particle shape is different when sampled at the stack or before the filtration process, in particular, particles sampled before the fabric filter are predominantly rounded and spherulitic (size between 50 and 4000 nm), whereas, particles collected at the stack are typically platelets and transparent thin plates with rectangular or rhombic section and their rims are regular or indented (Buonanno et al., 2011).

In terms of mineralogical and morphological analysis, the most abundant compounds found in samples collected before the fabric filter are Na-K-Pb oxides followed by phyllosilicates, otherwise, different oxides of comparable abundance were detected in the samples collected at the stack.

## IV.10. Conclusions

Particles in flue gases of incineration processes are produced from initial nucleation of vapor precursors present in the combustion zone followed by growth through coagulation and surface deposition on aggregates at the nano-scale while transiting to the post-flame zone. High availability of chlorine in the fuel feed enhances the volatilization of metals during combustion. In the cooler zones of the combustor, the metal seed nuclei can catalyze the particle growth by condensation of gas-phase organic species causing the emission of nano-sized metal-organic complexes (Cormier et al., 2006; Cernuschi et al., 2012). Particle emissions are subjected to further changes caused by nucleation and heterogeneous condensation, in the cooler zones of the flue gas cleaning system or upon release into the atmosphere. The nucleation and condensation processes that take place in the plume due to atmospheric dilution may alter both particle number concentration and size distribution (Lipsky and Robinson, 2006; Chang et al., 2004). According to some authors (Maghun et al. 2003; Zeuthen et al., 2007; Wiesner and Plata, 2012) particles < 100 can be formed after the flue gas cleaning system especially in case of an efficient particle removal: if the particle removal is very efficient, the remaining particle concentration is very low. Therefore, the overall particle surface, which acts as "acceptor" for the condensation of the remaining low- and semivolatile gas-phase species, is also very low. Under these conditions, nucleation processes of saturated gas-phase species occur resulting in freshly formed particles < 100 nm.

As a consequence in the last few years, of a growing interest for engineered nano-objects (ENO) applications, attentions was paid to the fate of nanoparticles into waste streams and their residues after treatment. Four opportunities exist for the (re-)formation or destruction of nanoparticles during incineration:

* Engineered nanoparticles are destroyed in the incinerator

* Engineered nanoparticles are not destroyed (stable at high temperature, not reactive) in the incinerator. They penetrate through the combustion zone largely unchanged and leave with the fly ash or end up in the bottom ash

* Engineered nanoparticles are destroyed but form new nanoparticles.

* New nanoparticles, called incidental nanoparticles are formed from the combustion of any type of waste by incomplete combustion or condensation after the filtration process

Nanoparticles may enhance pollutant formation (hydrocarbons PAHs and PCDD/F compounds) especially at low incineration temperature.

Particulate concentration and size depends on different parameters such as type of waste incinerated, type of incinerator, operational conditions and flue gas cleaning system.

* type of waste: particle mass-load increases during incineration when automotive shredder residue, impregnated wood, and NaCl are included in the waste. Elements with a boiling point below 1200°C (As, Cd, Cu, As, Zn) are enriched in the fly ash particles.

* type of incinerator: fine particle concentration is higher in a grate-fired plant than in a fluidized bed plant due to the different combustion conditions. Due to higher peak temperatures in the
grate firing, a larger fraction of the ash-forming compounds is released to the gas phase during combustion, and then nucleated and condensed, forming fine particles. In the fluidized bed, the temperature in the furnace is lower and more uniform, and therefore, smaller amounts of ash-forming compounds are released during combustion. In addition, in the fluidized bed, a fraction of the released ash-forming compounds reacts with coarse fly ash particles and with bed particles, transporting the released species to the bottom ash fraction

* the temperature decreases upon travel of the flue gas through the flue-gas duct

* operational conditions: the back-up oil burners, usually fired during the start up and close down of the waste incineration process and in the case of process instabilities, are responsible for the emission of soot particles and organic gas-phase constituents. Cleaning of the grate predominantly increases the amount of resuspended mineral particles.

* flue gas cleaning system: in most literature studies, removal efficiencies of state-of-the-art flue gas cleaning systems for fine, particles < 100 nm and even particles < 50 nm larger 99.5 % are reported. Fabric filters have a higher removal efficiency than ESPs. Dilution of the flue gas and flue gas cleaning systems using *wet scrubbing* result in new particle formation, as a consequence of an increase in flue gas humidity. Data of the SO₂ concentration in the flue gases suggest that condensation of sulfuric acid or other sulfur species, such as ammonium sulfate, may contribute to the formation of ultrafine particles. The newly formed ultrafine particles, will serve as "acceptors" for a variety of different low- and semi-volatile gaseous species on the last meters prior to the release of the flue gas.
# V. Étude des techniques analytiques et d'abattage

## Objectifs :

* Identifier les méthodes et techniques analytiques appropriées, actuelles et futures, pour le suivi du fluor, du brome, de l'iode, du chlore et des particules fines et ultrafines ;

* Identifier les limites des méthodes et techniques analytiques ;

* Identifier les méthodes et techniques d'abattage appropriées, actuelles et futures des flux étudiés ;

* Évaluer les méthodes et techniques d'abattage utilisées actuellement dans les UIDD et UIDND.

## V.1. Échantillonnages et méthodes d'analyses de la matière particulaire en laboratoire ou en conditions expérimentales

Le texte intégral, en anglais, du chapitre «Échantillonnages et méthodes d'analyses de la matière particulaire en laboratoire ou en conditions expérimentales» est en Annexe 1 de ce rapport

La liste des techniques analytiques investiguées est présentée en Annexe 3.

### V.1.1. Introduction

Lorsque des particules de fumées provenant d'une source de combustion entrent dans l'atmosphère, des transformations atmosphériques surviennent (ex : condensation). Une distinction doit être faite entre les particules filtrables primaires, et les particules secondaires, formées via la nucléation homogène ou hétérogène de gaz ou par leur condensation sur les particules préexistantes. Les méthodes d'échantillonnages à haute température Hot temperature, particulate sampling methods, US-EPA Method201/202A et 205), 5 à 10 °C au-dessus de la température des fumées, ont tendance à sous-estimer la fraction de particules fines et ultrafines, car les espèces condensables ne sont pas prises en compte. Dans l'échantillonnage par dilution (source dilution sampling), les émissions atmosphériques sont simulées en diluant, refroidissant l'échantillon et en le laissant vieillir. L'objectif est de favoriser les transformations atmosphériques et d'imiter des conditions réelles similaires à celles présentes dans le panache de fumées, proche et sous le vent de la sortie de la cheminée. Le gaz de fumée est extrait de manière isocinétique et mélangé à un gaz de dilution propre. Le cyclone dans la cheminée installé sur la sonde d'échantillonnage détermine la taille des particules ($PM_{10}$, $PM_{2.5}$) devant être mesurées (Lee, 2010).

La croissance des particules par condensation dans un panache de fumée dilué dépend de :

* la température : habituellement située entre 20 et 42 °C. Cette température est obtenue en variant le volume du gaz de dilution, à température ambiante, ajouté pour refroidir les gaz de cheminée.

* l'humidité relative : habituellement elle est de 40%. La limite maximale est de 70%.

* la dilution de l'échantillon : de larges ratios de dilution permettent de refroidir les gaz prélevés

* le temps de résidence qui doit être suffisamment long pour assurer une simulation proche des phénomènes de transformation atmosphérique. Un temps de résidence minimum entre 10 et 20 secondes est appliqué.

* le contrôle et la mesure du flux : pour obtenir un échantillon représentatif, l'échantillonnage doit se faire de manière isocinétique (vitesse et la direction du gaz entrant dans la buse de prélèvement identiques à celles du gaz dans le conduit).

* le dépôt des particules et le matériel d'échantillonnage : la charge électrostatique des particules, les propriétés de sédimentation, la dureté, les surfaces adhésives et les formes irrégulières ont toutes une influence sur la dynamique des particules durant l'échantillonnage.
Il n'est pas suffisant d'uniquement mesurer le nombre total de particules (sans différentiation au niveau de la taille) ou la masse totale des particules (sans différentiation au niveau de la taille). En effet, la taille des particules est très importante. Par conséquent, les équipements sont développés pour faire des mesures de la masse et du nombre de particules basées sur la distribution de taille de celles-ci. Non seulement la distribution mais également la masse et le nombre de particules d'une taille donnée sont mesurées.

Des mesures de particules ayant une taille entre 5 nm et 5µm, avec des ratios de dilution entre 1/5 et 1/10000 ont été rapportées dans la littérature (Buonanno and Morawska, 2015).

Il est important de remarquer que les méthodes de mesure des particules ne sont pas normalisées et que différentes procédures de mesure et d'arrangement des instruments sont décrites par différents auteurs. Ces différences rendent difficile l'interprétation et la comparaison des résultats.

## V.1.2. Méthodes mesurant la distribution de taille basée sur la masse

### V.1.2.1. Le cyclone

Un cyclone (Figure V-1) extrait les particules en les soumettant à une force d'inertie qui les sépare du gaz porteur. Le gaz porteur entre dans la chambre du cyclone dans une direction tangentielle à la paroi extérieure et forme un vortex. Les grosses particules, bougeant vers l'extérieur, sont forcées de rentrer en collision avec la paroi et sont recueillies dans le bas du cyclone. Le gaz nettoyé tourbillonne vers le haut dans une spirale étroite, vers une sortie au sommet. Les cyclones sont plus efficaces pour l'élimination de particules relativement grossières et conviennent mieux pour les gaz avec des concentrations de particules entre 1 et 50 mg/m³.

#### V.1.2.1. L'impacteur dichotomique virtuel

Un impacteur dichotomique virtuel (Figure V-2) est un impacteur en deux étages (d'où le « dichotomique ») divisant les particules en deux plages de tailles. Le flux d'air est divisé en deux sous-flux :

1. Un sous-flux allant tout droit (10% du flux total) : filtre des PM₁₀-₂.₅. Il faut soustraire, à la masse dans ce filtre, un neuvième de la masse du filtre des PM₂.₅ pour obtenir la masse réelle des PM₁₀-₂.₅

2. Un sous-flux allant à 90° du flux entrant (90% du flux total) : filtre des PM₂.₅

Le désavantage de cette méthode est la difficulté de conserver un ratio 9/1 entre les deux flux d'air malgré le colmatage des filtres. L'impacteur dichotomique virtuel permet de plus faibles rebonds des particules par rapport à l'impacteur en cascade. Un exemple d'impacteur à deux étages est l'impacteur Dekati® PM₁₀ modèle no. PMS-510 (Dekati, 2014).

#### V.1.2.2. L'impacteur en cascade

Un impacteur en cascade (Figure V-3) est impacteur disposant d'un certain nombre d'étages connectés en série, avec un diamètre de coupure de plus en plus faible. Le diamètre de coupure dans chaque étage dépend de la vitesse de l'air et de la géométrie de l'étage (c'est-à-dire la distance entre le bec d'entrée et la plaque d'impact de l'étage). Les impacteurs en cascade contiennent souvent jusqu'à 10 étages avec un diamètre de coupure allant de 10-30 µm pour le premier étage à 0.1 µm. Cela permet de réaliser des analyses (par exemple chimiques ou gravimétriques) sur un certain nombre d'intervalles de petite taille. Certains désavantages sont le risque de rebond d'un étage vers le suivant (ainsi les particules de « mauvaise taille » se retrouvent au mauvais étage) ainsi que le problème d'obtenir un diamètre de coupure net dans le dernier étage. Par conséquent les plaques d'impact sont recouvertes d'huile ou d'une autre substance collante. Le prélèvement d'échantillons à plus faible pression permet
de collecter des particules de plus faible taille (impacteur à faible pression de Berner) (Hillamo and Kauppinen, 1991).

Le DLPI+ (Dekati® Low Pressure Impactor) est un impacteur en cascade largement utilisé pour les analyses détaillées de distribution de taille des particules. Il fournit des informations sur la distribution de taille des particules dans 14 fractions granulométriques allant de 16 nm à 10 µm. Les particules classées selon leur taille peuvent être collectées sur différents matériaux de support, tels que l'aluminium ou le polycarbonate, pour réaliser des analyses gravimétriques ou chimiques. La haute température du DLPI+ permet le prélèvement d'échantillons jusque 180 °C, faisant de celui-ci un choix idéal pour les mesures d'émissions provenant de sources stationnaires et pour les applications ou l'échantillonnage doit être réalisé à haute température (Dekati, 2014).

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>Figure V-2 : Impacteur dichotomique virtuel</figcaption></figure>

<figure><img src="image_43.png" /></figure>
<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>Figure V-3 : Impacteur en cascade</figcaption></figure>

<figure><img src="image_45.png" /></figure>

### V.1.3. Mesure de la distribution de taille basée sur le nombre

#### V.1.3.1. Impacteur électrique à basse pression (ELPI)

Un ELPI est capable de mesurer simultanément la concentration numérique et la distribution de taille dans une gamme de taille allant de 7nm à 10µm. Le principe de fonctionnement de l'ELPI peut être décrit en 3 étapes. Premièrement, les particules sont chargées dans un chargeur Corona<fnref n="23" /> et entrent ensuite dans un impacteur basse pression composé d'étages de collection isolés électriquement. Dans une seconde étape, les particules sont collectées dans les différents étages de l'impacteur selon leur diamètre aérodynamique, et finalement, la charge électrique transportée par les particules dans chaque étage de l'impacteur est mesurée en temps réel par un électromètre multicanaux de haute sensibilité. Ces signaux de courant mesurés sont directement proportionnels à la concentration numérique et à la taille des particules. Les signaux de courants mesurés sont convertis en distribution de taille (aérodynamique), en utilisant la loi de charge du chargeur et les propriétés de l'impacteur mettant en relation la taille d'une particule et le courant mesuré (Dekati ELPI+™ instrument, Dekati, 2014).

<footnote n="23">²³ L'effet corona, aussi nommé «effet couronne» est une décharge électrique entraînée par l'ionisation du milieu entourant un conducteur, elle se produit quand le potentiel électrique dépasse une valeur critique mais dont les conditions ne permettent pas la formation d'un arc (source : Electrosup.com)</footnote>
V.1.3.2. Spectromètre de mesure du diamètre aérodynamique des particules (APS)

Le principe de mesure de cet appareil est basé sur l'inertie des particules, en fonction de leur taille.
L'échantillon est accéléré dans un tuyau grâce à un flux de gainage, ainsi chaque particule est
accélérée, mais cette accélération dépend de la taille de la particule. Ensuite les particules passent une
embouchure après laquelle deux rayons laser consécutif sont pointés. Les particules traversent les deux
lasers et la lumière diffusée est concentrée par un miroir elliptique dans un photo-détecteur. Ainsi pour
chaque particule un double signal est obtenue permettant de compter les particules et de déterminer
leur taille qui dépendra de leur vitesse c'est-à-dire du temps écoulé entre les deux signaux (temps de
vol).

<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>Figure V-4 : Schéma du fonctionnement d'un APS</figcaption></figure>

(source : basé sur TSI, 2014)

Cette méthode de mesure permet d'obtenir des mesures précises de la concentration de particules avec
une taille entre 0.5 et 20 µm
<figure><img src="image_47.png" /><figcaption>Figure V-5 : Schéma du spectromètre de mesure du diamètre aérodynamique des particules
TSI 3321 APS</figcaption></figure>

(source: TSI, 2014)

L'APS accélère le débit de l'échantillon d'aérosol à travers un orifice d'accélération. Le diamètre aérodynamique d'une particule détermine sont taux d'accélération, avec les particules plus larges accélérant plus lentement en raison d'une plus grande inertie. Lorsque les particules quittent l'embout, elles traversent deux faisceaux laser se superposant dans la zone de détection. La lumière est diffusée lors de chaque passage d'une particule dans la zone de superposition des lasers. Un miroir elliptique, placé à 90 degrés de l'axe du faisceau laser, recueille la lumière et la concentre sur une photodiode à avalanche (APD) qui convertit les impulsions de lumière en impulsions électriques. En raison de l'utilisation de deux faisceaux laser, chaque particule génère un signal unique à double crête. Le temps de vol entre les deux crêtes, pour le dimensionnement aérodynamique, est mesuré avec une résolution de 4 nanosecondes. L'amplitude du signal est calibrée pour l'intensité de la diffusion de la lumière.

### V.1.3.3. Compteur de particules à condensation (CPC)

Le CPC (Figure V-6 et Figure V-7) détecte les particules plus larges ou ayant une taille de 7 nm avec une concentration de $10^7$ particules par cm³, utilisant à la fois un comptage individuel et une détection photométrique. Le CPC profite du principe que les vapeurs sursaturées se condensent sur les petites particules. Lorsqu'il rentre dans l'instrument, l'échantillon traverse un saturateur chauffé à 36 degrés, où du butanol s'évapore et sature le flux d'air. L'échantillon d'aérosol passe ensuite dans un condensateur tubulaire à 10 degrés, dans celui-ci la vapeur devient sursaturée et se condense sur les particules. Ce phénomène produit des particules (gouttes) plus grandes et plus facilement détectables. Elles passent dans un détecteur optique immédiatement après avoir quitté le condensateur. Pour les concentrations en-dessous de $10^4$ particules par cm³, le détecteur compte les pulsations individuelles produites par chaque particule passant dans la zone de détection (mode de comptage individuel). Les concentrations plus importantes, allant jusque $10^7$ particules par cm³, sont évaluées en mesurant la lumière diffusée par les particules passant dans la zone de détection à un temps donné et en comparant
l'intensité de la lumière diffusée avec les niveaux de calibration (méthode photométrique). La croissance incontrôlée des particules durant l'étape de condensation rend impossible toute classification selon la taille (cf. Condensation Particle Counter TSI 3022A CPC, TSI 2014 et CPC 5.410 to 5.421 GRIMM models, Grimm 2015).

<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>Figure V-6 : Modèles CPC 5.410 to 5.421 GRIMM</figcaption></figure>

(source: Grimm 2015)
<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>Figure V-7 : Schémas du compteur de particules à condensation TSI 3022A CPC</figcaption></figure>

(source : TSI, 2014)

#### V.1.3.4. Spectromètres Granulomètres à mobilité électrique (SMPS)

Les systèmes de SMPS peuvent mesurer les particules avec une taille allant de 3 à $10^3$ nm pour des concentrations entre 1 et $10^8$ particules par cm³, en utilisant un classificateur électrostatique pour déterminer la taille des particules et un compteur de particules à condensation pour déterminer les concentrations de particules. Un ou deux analyseurs différentiels de mobilité (DMA), pour mesurer la distribution de taille et la concentration des particules, sont disponibles. Premièrement, les particules passent par un impacteur à un étage pour enlever les particules plus larges que la plage de mesure. Ensuite, les particules passent dans un neutraliseur d'ions bipolaires, produisant un niveau élevé d'ions positifs et négatifs. Les particules chargées et neutres rentrent dans le DMA, où elles sont séparées selon leur mobilité électrique. Un champ électrique à l'intérieur du DMA influence la trajectoire des flux de particules chargées. Le DMA contient un cylindre intérieur directement connecté à une alimentation négative fournissant un potentiel négatif. Les particules avec une charge négative sont repoussées en direction du mur extérieur où elles se déposent. Les particules avec une charge neutre sortent avec la sortie d'air. Les particules avec une charge positive se déplacent rapidement en direction de l'élément avec une charge négative. Seules les particules avec une mobilité électrique se situant dans une gamme précise ont la trajectoire nécessaire pour passer dans une fente ouverte proche de la sortie du DMA. La mobilité électrique est inversement proportionnelle à la taille des particules. Après avoir quitté le DMA, les particules classées selon leur taille entrent dans un compteur de particules à condensation qui détermine la concentration de particules. La distribution de taille des particules peut être mesurée par un changement d'étape de la tension du DMA. Si la tension du DMA est fixée, le DMA agit comme un générateur de particules avec une distribution précise et bien définie (TSI, 2014; GRIMM, 2015).

### V.1.4. Configurations utilisées réellement

Des études ont été réalisées en conditions réelles sur différents appareils présentés dans ce chapitre.
Le Tableau V-1 donne une vue d'ensemble des différentes méthodes de mesure utilisées et de leurs caractéristiques.

<table><caption>Tableau V-1: Vue d'ensemble des différents équipements de mesure</caption><thead><tr><th>Equipements de mesure</th><th>Taille des particules</th><th>Configuration réelle</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="3"><strong>Distribution de taille basée sur la masse</strong></td></tr><tr><td>Cyclone</td><td>Particules grossières</td><td></td></tr><tr><td>Impacteur dichotomique</td><td>2 fractions:<br/>&lt; 2.5 µm et 2.5-10 µm</td><td></td></tr><tr><td>Impacteur en cascade</td><td>Différentes fractions entre 0.1 et 30 µm</td><td>Maghun et al., 2003<br/>Zeuthen et al., 2007<br/>Buonanno et al., 2009</td></tr><tr><td colspan="3"><strong>Distribution de taille basée sur le nombre</strong></td></tr><tr><td>Impacteur électrique à basse pression<br/>(ELPI)</td><td>30 nm-10 µm</td><td>Lind et al., 2007<br/>Zeuthen et al., 2007<br/>Buonanno et al., 2009</td></tr><tr><td>Spectromètre de mesure du diamètre<br/>aérodynamique des particules (APS)</td><td>Compte et mesure les particules entre<br/>0.3 et 20 µm</td><td>Maghun et al., 2003<br/>Buha et al., 2014</td></tr><tr><td>Compteur de particules à condensation<br/>(CPC)</td><td>Particules &gt; 7 nm; jusque 10<sup>7</sup><br/>particules/cm<sup>3</sup></td><td>Maghun et al., 2003<br/>Buonanno et al., 2011</td></tr><tr><td>Spectromètres granulomètres à mobilité<br/>électrique (SMPS)</td><td>Particules 3-10<sup>3</sup> nm;<br/>1-10<sup>8</sup> particules/cm<sup>3</sup><br/>Particules &lt; 1 µm</td><td>Maghun et al., 2003<br/>Zeuthen et al., 2007<br/>Buonanno et al., 2011</td></tr></tbody></table>

### V.1.5. Conclusions

Une distinction doit être faite entre les méthodes d'échantillonnage mesurant « la distribution de taille basée sur la masse » et celles mesurant « la distribution de taille basée sur le nombre ». Une vue d'ensemble des équipements de mesure les plus important est donnée dans le tableau ci-dessous. Le choix de la prise d'échantillon des gaz de combustion est également important. Avec une prise d'échantillons à haute température (5 a 10 °C au-dessus de la température des fumées), les émissions de particules primaires (ou filtrables) sont recueillies mais pas la fraction condensable (secondaire). Des émissions de particules dans l'atmosphère plus réalistes peuvent être simulées avec un échantillonnage par dilution. Dans ce dernier les émissions atmosphériques sont simulées en diluant et refroidissant l'échantillon.

En ce qui concerne les mesures de particules dans l'air ambiant, Ecomesure commercialise un dispositif de prélèvement nommé MPS® (Mini Particle Sampler). Développé en partenariat avec l'INERIS, ce dispositif vise à collecter les nanoparticules et nanomatériaux. Le MPS® dispose d'un « porte-filtre » qui accueille des grilles de prélèvement spécifiques aux analyses physico-chimiques par des Microscopes à Transmission Electronique (MET). Le système collecte des échantillons permettant de réaliser la caractérisation chimique, physique, morphologique de particules à léchelle nanométrique. Le MPS® autorise un prélèvement en quelques minutes (entre 0,3 et 1,5 l/mn). Le système échantillonne une large gamme de particules, de 0.001 à 1 µm. Selon, Ecomesure, une étude réalisée par l'Institut a montré des performances de collecte supérieures à celles des techniques conventionnelles, avec un niveau d'efficacité minimum de 18% pour des particules de 30 nm.
## V.2. Technologies d'analyses de la matière particulaire en condition d'exploitation

Ce sous-chapitre est issu d'une enquête réalisée auprès de fournisseurs de technologies d'analyses de particules. Les fiches descriptives des technologies ont été recherchées sur le site internet du fournisseur de ces technologies et un entretien téléphonique a été réalisé lorsque cela a été possible. La liste des entreprises enquêtées est présentée en Annexe 2.

La finalité de l'enquête était d'identifier les technologies permettant de mesurer les particules fines.

À l'issue de cette enquête, il apparaît que les méthodes de mesures des particules fines en condition d'exploitation<fnref n="24" /> d'un incinérateur se font rares. Comme vu dans le chapitre précédent, la mesure des particules selon leurs tailles nécessite au préalable de les séparer. Un autre enjeu est l'échantillonnage avec notamment l'influence de la dilution sur les résultats de la mesure.

Les techniques adaptées pour la mesure de faibles concentrations sont les mesures optiques en diffusion directe ou rétrodiffusion. La mesure par jauge bêta permet de détecter des concentrations allant du micro programme au à quelques microgrammes par mètre cube de fumées. Elle est plus adaptée aux traitements humides par rapport aux mesures optiques qui peuvent considérer des gouttelettes d'eau comme des poussières. Le problème de la mesure gravimétrique est le temps de prélèvement nécessaire pour pouvoir mesurer de faibles concentrations comme c'est le cas dans l'incinération. Enfin la tribo-électricité, facile à installer et à faible coût présente tout de même des difficultés pour la détection de très faibles quantités.

* La **mesure optique par diffusion** consiste à interpréter la diffusion d'un faisceau laser par les particules à l'aide d'une cellule photo-réceptrice. On distingue deux méthodes : par diffusion directe et par rétrodiffusion.

* La **jauge bêta** avec laquelle on réalise une mesure approchée par décroissance d'un rayonnement Béta appliqué sur l'épaisseur d'un échantillon de poussières prélevé isocinétiquement sur un papier filtre (avec une valeur approchée de la densité de cette matière). La gestion de cette source radioactive rend cet appareil plus contraignant du fait des contraintes réglementaires.

* La **mesure par tribo-électricité** consiste à mesurer le transfert de charge entre deux matériaux de charges différentes. Lorsque les particules touchent la sonde (barreau électrique), la modification de la charge électrique du barreau est interprétée. Pour éviter les problématiques de colmatage du barreau métallique, il existe des sondes électrodynamiques qui fonctionnent sur le même principe mais sans contact.

Enfin, il apparaît qu'une technologie de mesure, permettant de différencier particules fines et grossières fait son apparition sur le marché. Le « PPS<fnref n="25" /> stack » est une technologie dérivée de la mesure des particules dans l'industrie automobile et adaptée pour la mesure en continu des émissions en cheminées. Son principe de fonctionnement est basé sur la charge électrique des fumées et la détermination de la concentration en particules en mesurant la charge accumulée sur ces particules. La justesse de mesure est fonction de la calibration de l'appareil. Ce dernier a prouvé sa fiabilité pour les gaz d'échappement automobile issu de la combustion d'un mono-combustible et devra prouver sa fiabilité dans le cadre de la mesure de fumées d'incinération. En effet, c'est une technologie nouvelle pour l'incinération qui est encore peu répandu dans le monde.

<footnote n="24">²⁴ Mesures à la cheminée en continu ou semi-continu</footnote>

<footnote n="25">²⁵ Pegasor Particle Sensor</footnote>
### V.2.1. Mesure de poussière par diffusion laser

La mesure de la concentration de la poussière par diffusion laser se déroule en 3 étapes. Premièrement un faisceau laser est envoyé dans le volume utile de la sonde contenant le gaz échantillonné. Dès lors, le faisceau laser est partiellement diffusé par les particules contenues dans le gaz. Deuxièmement la lumière diffusée vers l'avant est déviée par un miroir de focalisation vers dans un quartz récepteur permettant de mesurer son intensité. Finalement, la lumière diffusée vers l'avant est directement proportionnelle à la concentration de particules. Un schéma d'un dispositif de mesure de la poussière par diffusion laser est présenté dans la *Figure V-8*.

<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>**Figure V-8: Schéma d'un dispositif de mesure de la poussière par diffusion laser**</figcaption></figure>

Source : LAND AMETEK

Cette technique d'analyse permet d'obtenir la concentration de matière particulaire (g/m³), mesurant ainsi les PM₁₀ et PM₂.₅, mais ne fait pas d'analyse de distribution de la taille ou de composition des particules.

#### Mesure en continu in situ

Une canne de prélèvement est installée dans la cheminée et mesure directement la concentration des composants présents dans les fumées, tel qu'illustré dans la *Figure V-9*. L'appareil peut fonctionner à des températures élevées (en générale entre 0 et 250°C, mais peut aller jusque 500 °C si nécessaire).

#### Mesure en continu extractive

Les mesures extractives sont notamment utilisées pour les traitements humides. L'échantillon prélevé doit être chauffé pour éviter la condensation de la vapeur d'eau dans la cellule de mesure.
<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>Figure V-9 : Localisation habituelle du capteur</figcaption></figure>

Source : PCME STACK 181 Installation Guide

Les limites et gammes de détection certifiées sont :

Gamme certifiée : 0 – 5/10/15 mg/m³ (varie selon les modèles)

Échelle de mesure : 0 – 200 mg/m³ (varie selon les modèles)

Minimum détectable : selon les appareils : 0.05 mg/m³ (varie selon les modèles)

En fonction de l'application, l'entretien doit être réalisé tous les 3 mois à tous les ans.

Prix

L'ordre de grandeur de prix de cette technologie est de 10 000 à 60 000€ HTVA en fonction de divers paramètres mesure extractive ou non, besoin en certifications, besoin de calibration ect...

## V.2.2. Mesure de la poussière par rétrodiffusion

Un rayon lumineux est émis par une diode ensuite la lumière qui est rétrodiffusée (diffusée vers l'arrière) est recueillie et mesurée. La quantité de lumière rétrodiffusée permet de déterminer la concentration de poussière dans les gaz de combustion.
<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>Figure V-10 : Schéma du D-R 320</figcaption></figure>

Source : Durag - DR 320

Ce type d'appareil permet de mesurer la poussière ayant un impact sur la lumière, aucune distinction n'est faite entre les différentes tailles de poussières. Les mesures basées sur la rétrodiffusion permettent d'avoir des gammes de mesures plus faibles que celles effectuées à partir de l'opacimétrie.

## Mesure en continu in situ

De manière générale l'émetteur est placé sur le côté de la cheminée pour mesurer la poussière présente dans le gaz passant dans la cheminée. Les mesures peuvent être réalisées à haute température allant jusque 600°C.

### Fiabilité de la mesure/fiabilité technique

Les limites et gammes de détection indiquées sont :

Gamme minimale : 0-5 mg/m³ (varie selon les modèles)

Gamme maximale : 0-300 mg/m³ (varie selon les modèles)

Minimum détectable : selon les modèles 0.07 mg/m³

### V.2.3. Mesure de la poussière par sonde triboélectrique ou électrodynamique

Le principe de mesure de ces appareils est basé sur l'effet triboélectrique, c'est-à-dire le transfert de charge entre deux matériaux de charge différente lorsque ceux-ci sont en contact. Le capteur, une tige métallique, est introduit dans le tuyau (la cheminée) où passent les gaz de combustion et lorsque ceux-ci passent des particules de gaz chargées entre en contact avec le capteur et un transfert de charge a lieu. La mesure de la charge transférée au capteur permet d'obtenir la concentration de poussières. La Figure V-11 illustre l'installation d'un appareil de mesure par effet triboélectrique.

Il existe également des sondes dites « électrodynamiques » qui fonctionnent sur le même principe mais sans contact avec la sonde.
<figure><img src="image_53.png" /><figcaption>Figure V-11 : Schémas de fonctionnement d'une sonde triboélectrique</figcaption></figure>

Source : Durag - D-FW 231

Cet appareil détecte aussi bien les particules grossières que fines à très fines mais ne mais ne permet pas d'analyse de distribution de la taille ou de composition des particules.

## Mesure en continu in situ

De manière générale le capteur est placé dans la cheminée pour mesurer la poussière présente dans le gaz passant dans celle-ci. Les mesures peuvent être réalisées à haute température allant jusque 200°C (avec des options montant jusque 500°C) mais l'humidité doit être inférieure à 80%.

Les limites et gammes de détection indiquées sont :

- Capacité de mesure : 0 à 1000 mg/m³

- Minimum détectable : selon les modèles : 2 mg/m³

Cette technologie ne peut pas être utilisée après un électrofiltre qui modifie la charge des particules et fausse les résultats de la mesure.

Les sondes triboélectriques, fonctionnant par contact ou à distance, présentent un risque d'encrassement voire de colmatage qui peut interférer fortement sur la mesure de poussières. Les sondes sans contact permettent, cependant, de réduire ce risque de colmatage. Fréquence d'entretien tous les 6 mois à 1 an.

## Prix

L'ordre de grandeur de prix de cette technologie est de 3 000 à 10 000€ HTVA

## V.2.4. Pegasor Particle Sensor (PPS)

La mesure de la concentration des particules via le PPS se fait en plusieurs étapes. Premièrement de l'air purifié (sans particules) est ionisée en passant à grande vitesse près d'une pointe chargée. Ensuite cet air est mélangé à l'échantillon (qui est entrainé par le mouvement de l'air ionisé). Les particules présentes dans l'échantillon sont chargées par les ions et un champ électrique sépare les ions restant du flux de gaz. Ensuite les charges sont comptées permettant d'évaluer la quantité de particules dans les gaz de combustion. Il est possible de régler le champ électrique pour attirer les particules les plus petite (nanoparticules ou ultrafines), permettant de mesurer les différentes fractions. La Figure V-12 présente un schéma du fonctionnement du PPS.
<figure><img src="image_54.png" /><figcaption>Figure V-12 : Schéma d'un capteur de particules Pegasor</figcaption></figure>

Source : https://www.youtube.com/watch?v=yMe7k9NTDQI

Cet appareil permet de mesurer la concentration des particules ayant une taille supérieure à 0.005 µm. Lors d'une utilisation standard seule la concentration totale de particules est mesurée sans differentiation entre les particules grossières, fines ou ultrafines. Cependant il est possible de régler le champ électrique pour filtrer les particules les plus fines permettant alors de déduire les différentes fractions.

## Mesure en continu extractive

L'appareil peut être placé au niveau de la cheminée avec une sonde pour extraire les gaz. Les mesures peuvent avoir lieu à haute température, c'est-à-dire jusque 600°C, mais l'appareil doit rester à une température entre -20 et 60°C. Il est possible de réaliser les mesures à une fréquence de 10Hz, c'est-à-dire 10 mesures par seconde.

Les limites et gammes de détection indiquées sont :

* Gamme de concentration : 0.001 - 1000 mg/m³ ou 10² - 10⁹ particules/cm³

* Gamme de mesure des particules : 0,005 à 10 µm

<figure><img src="image_55.png" /></figure>

PPS installé sur une cheminée industrielle (Source : ADDAIR)

La justesse de mesure est fonction de la calibration de l'appareil. Ce dernier a prouvé sa fiabilité pour les gaz d'échappement automobile issu de la combustion d'un mono-combustible et devra prouver sa fiabilité dans le cadre de la mesure de fumées d'incinération. En effet, c'est une technologie nouvelle pour l'incinération qui est encore peu répandu dans le monde.
## V.3. Technologies d'abattage des particules

*Un résumé en français de cette partie est proposé dans la synthèse accompagnant le rapport.*

### V.3.1. Flue gas cleaning systems

To decrease the amount of dust and heavy metals from flue gases from waste incinerators, electrostatic precipitators (ESPs) and fabric filter (FF) are used. 54% of the incinerators for hazardous waste in the EU are equipped with an ESP, 70% with a fabric filter and 25% combine the 2 techniques. ESP systems are normally installed in front of wet scrubber systems; in combination with dry and semi-dry systems fabric filters are used. The application of two fabric filter in series provides benefits in terms of additional pollutant control (a 24 hour average level of below 1 mg/m³ can be achieved in nearly all situations) but requires higher power fans to overcome the pressure drop and thus a higher electrical consumption (BREF, 2006).

Maguhn et al. (2003), studied the emission of particulates in an incinerator plant equipped with a flue-gas cleaning system consisting of a spray absorbing unit (slurry of active carbon/ lime), a fabric filter, acid and alkaline scrubbers and finally a wet ESP. A modern wet ESP operates with water vapor saturated air streams and allows the collected moisture and particulates to form a moving slurry that helps to keep the collection surfaces clean. The high efficiency of the wet-ESP regarding the scavenging of fine particles was demonstrated by deactivation of the wet-ESP (switching off the high voltage for the spray electrode). In *Figure V-13*, the particle-size distribution as typically measured in the stack gas with deactivated wet-ESP (red), is compared to this with operating wet-ESP (green). **It can be seen that the wet-ESP efficiently precipitates fine and ultrafine particles.** Down to approximately 0.05 µm a reduction of about 1 order of magnitude is visible. In the ultrafine size region below a particle diameter of 50 nm, the efficiency seems to become slightly weaker.

<figure><img src="image_56.png" /><figcaption>Figure V-13 : Effects of shutting down the wet electrostatic precipitator (ESP) on particle-size distribution: particle-size distribution in the stack gas (80 °C) with ESP operating (green) and ESP shut off (red)</figcaption></figure>

*(source: Maguhn et al., 2003)*
Cernuschi et al. (2012), determined number based and mass based size distributions in a size range extended to the evaluation of particle fractions with diameters smaller than 100 nm (named UFP in the publication) and 50 nm (named NP in the publication) in 4 large-scale MSW incinerators. Flue gas cleaning system configurations included different process designs based on dry (2 plants) and combined dry/wet technologies (2 plants), all followed by fabric filters. Dilution of the sampled flue gas was observed to increase the number of particles per cm³ in these plants equipped with wet flue gas cleaning systems, **suggesting the influence of wet scrubbing processes on increased new particle formation**. Particle number concentration ranged between 6.6 10³ and 6 10⁴ and between 1.3 10⁴ and 5.1 10⁶ for resp. the 2 dry plants and the 2 combined dry/wet plants. The enhancement of nucleation effects of residual semivolatile vapor species arises from the increase in flue gas humidity, confirming the forming of particles of condensable origin. This was also observed by Cernuschi et al., (2012); Buonanno et al., (2012) and Ozgen et al., (2011). Zeuthen et al. (2007) observed a penetration of a flue gas cleaning system consisting of a wet scrubber followed by a fabric filter, of less than 2% for particles between 0.4 and 1.0 µm, but up to 25 % for particles between 0.01-0.1 µm. This high penetration of small particles is not typical for fabric filters and was also explained by the formation of new particles caused by the evaporation of droplets in the wet scrubber.

Buonanno et al. (2012) measured ultrafine particle number distributions and total concentrations at the stack of five incineration plants. The flue gas treatment sections are different in terms of acid removal (dry, semi-dry, wet process), NOₓ removal (SNCR, SCR) and particle removal (FF, ESP); their characteristics are summarized in Table II-1.

For plant 1, 2 and 4 (semi-dry/dry system) particle concentrations between 0.5 10³ and 1 10³ particles/cm³ were measured. For the plants 3 (wet system) and 5 (ESP) particle concentrations were higher, resp. up to 6 10³ and 3 10⁵ particles/cm³. These last figures show that **wet flue gas cleaning systems influence the formation of particles** as stated before and that an ESP do not assure particle levels as low as the ones measured in plants where a fabric filter is used. This was also **observed by** Chang et al. (2000). Zeuthen et al. (2000 and Buha et al. (2014). Further experimental campaigns were performed by Buonanno et al. (2012) to characterize particle levels before the fabric filters in two of the analyzed plants (plant 1 and 2) in order to deepen their particle reduction effect; particle concentrations higher than 1 x 10⁷ particles per cm³ were measured before the fabric filter, leading to filtration efficiencies for the fabric filter larger than 99.99%. Therefore, even so the baghouse filters are usually used to meet regulatory requirements in terms of total dust at the stack (mass-based treshhold limit value), they have in addition a high filtration efficiency also in terms of particle number concentration.

<table><caption>Table V-1 : Characteristics of the 5 incineration plants and their flue gas treatment system as described by Buonanno et al., (2012).</caption><thead><tr><td>Plant</td><td>Furnace type</td><td>Waste</td><td>Flue gas cleaning</td></tr></thead><tbody><tr><td>1</td><td>Grate</td><td>RDF</td><td>SNCR/ semi-dry spray absorber/FF*</td></tr><tr><td>2</td><td>Grate</td><td>RDF</td><td>SNCR/dry absorber/FF</td></tr><tr><td>3</td><td>Grate</td><td>MSW</td><td>FF/wet scrubber/SCR</td></tr><tr><td>4</td><td>Grate</td><td>MSW</td><td>Semi-dry spray absorber/FF/dry spray absorber/FF/SCR</td></tr><tr><td>5</td><td>Fluidized bed</td><td>Biomass</td><td>Wet-ESP</td></tr></tbody></table>

<footnote>*FF=fabric filter</footnote>
Data of the SO₂ concentration in the flue gases of the plant described by Maghun et al. (2003) suggest that condensation of sulfuric acid or other sulfur species, such as ammonium sulfate, may contribute to the formation particles < 100 nm after the wet-ESP. In Figure V-14 Error! Reference source not found., the SO₂ concentration is plotted together with the concentration of the 19-21 nm particles as measured in the stack gas. The figure shows a correlation between phases of increased SO₂ concentration and the occurrence of peak concentrations of particles < 100 nm Sulfur dioxide is known to be rapidly oxidized to sulfur trioxide in the flue-gas duct which is then hydrated to sulfuric acid in the presence of water. Residues of ammonia, which can be formed as combustion byproduct and/or from the urea solution sprayed into the combustion chamber for nitrogen oxide reduction (DeNOx) and passing the flue-gas cleaning, will cause formation of ammonium sulfate. The newly formed ultrafine particles, will serve as "acceptors" for a variety of different low- and semi-volatile gaseous species on the last meters prior to the release of the flue gas. This is confirmed by Buonanno et al. (2009) who also measured an increase in number concentration of particles (particles/cm³) with an increasing concentration of SO₂ and NH₃.

Removal efficiencies for different flue gas cleaning systems >99.5 % are reported in the papers considered in these studies (Table V-2). Fabric filters give the best performance. Five mechanisms can be effective for the removal of particles by fabric filters. The largest particles experience a *gravity force*. Smaller particles will be removed by *impaction*, not being able to follow the trajectory of the gas. These particles may also be collected by *interception* by the filter. The finest particles are removed by a fourth mechanism, which is *diffusion* as a result of Brownian motion. A fifth mechanism may be effective when *electrostatic forces* are generated between the particles and the collector. The highest removal efficiencies are obtained for the large particles at high gas velocities and for the finest particles at low velocities. The removal efficiency of the intermediate size range of 0.2 to 2 µm, roughly, depends much more on the particle size/collector diameter ratio, and shows a minimum in the size *versus* efficiency curve shown in Figure V-15.

Removal efficiencies of fabric filters of resp. >99.5 % and >99.9999% are reported for particles of 0.01 µm and >100 µm in literature. Fabric filters lead to the formation of a filter cake on the fabric which gives rise to an increased pressure on the filter. This pressure favors particle aggregation. Hence, the particles caught in the filter cake (cleaned by back pulse) are more likely to be in an aggregated status and in the larger size fraction. UFP removal efficiency occurs by interception and diffusion phenomena, involving very low diameter particles (Friedlander, 2000). When 2 fabric filters are used in series 24 hour particulate emissions levels of below 1 mg/m³ can be achieved, but higher power fans, and thus additional electrical energy consumption, is required to overcome the pressure drop (BREF 2006).

<figure><img src="image_57.png" /><figcaption>Figure V-14 : Course of the concentration of 19-21 nm particles (lower plot) and of SO₂ (upper plot) in the stack gas (80°C)</figcaption></figure>
(source: Maghun et al., 2003)

<figure><img src="image_58.png" /><figcaption>Figure V-15 : Filter efficiency of a fabric filter as a function of the particle size</figcaption></figure>

(Source: Zevenhoven and Heiskanen, 2000)

ESPs have a lower removal efficiency (>99%) than a fabric filter (>99.99%) for particles of 0.01 µm to >100 µm (Chang et al., 2000; Burtscher et al., 2002; Maghuhn et al., 2003; Lind et al., 2007; Zeuthen et al., 2007; Walser et al. 2012; ADEME, 2014).

### V.3.2. Flue gas sampling conditions

Another issue affecting measured particle emissions is related to flue gas sampling conditions, namely the dilution frequently required for achieving proper sample characteristics at the inlet of the counting instrument: sampling at or close to the sampled flue gas temperature (hot sampling, 5 a 10 °C higher than stack gas temperature), keeps the sampled gas free from the influence of nucleation and/or volatilization phenomena, thus measuring the effective primary (or filterable) particle emission but not the condensable (secondary) fraction. In source dilution sampling, atmospheric like particulate emissions is simulated by diluting, cooling, and aging the hot exhaust prior to sampling. The rapid cooling and dilution promote gases to nucleate homogeneously and heterogeneously or condense on pre-existing particles, as in the ambient environment. Cernuschi et al, 2012 and Ozgen et al. (2012) compared hot and dilution sampling and measured particle concentrations 1.1 to 5 times higher for high dilution (dilution ratio of 20 to 40) than for hot sampling.

### V.3.3. Particle concentrations in MSW and hazardous waste incinerators

Table V-2 gives an overview of the concentrations and characteristics of particles emitted at the inlet of the flue gas cleaning system and at the stack of different waste incinerators. At the inlet of the flue gas cleaning system concentrations between 2.3 to 4.6 g/m³ PM₁₀ are measured, corresponding with 2.4 to 6.3 10⁷ particles/cm³. Concentrations at stack between 0.3 and 1.5 mg/m³ and 0.01 and 0.6 mg/m³ are reported for resp. modern MSW and hazardous waste incinerators; particles/cm³ vary between 1 10³ and 5.1 10⁶. For most waste incinerators with a state-of-the-art flue gas cleaning system, emissions at stack are thus 10 to 1000 times lower than the limit value of 10 mg/m³ set by the European Waste Incineration Directive (Directive 2000/76/EC). At the inlet of the flue gas cleaning system, 6 to 25 % of the mass is < 2.5 µm; Lind et al. (2007) measured 80% PM₁₀ at the inlet of the fabric filter for a grate furnace waste incinerator with a mixture of MSW and industrial waste. According to Lind et al. (2007), Buonanno et al. (2009), Cernuschi et al. (2012) and Ozgen et al. (2012), the fraction of particles < 100 nm prevails in number (80-99%) at the stack with average diameters in the particle size range of 50 nm
(65-88 %). Buha et al. (2014) report lower number % for particles < 100 nm, from 11 to 17%. The particle concentration at the stack is function of the type of flue gas system: an ESP leads to higher concentrations at the stack than an fabric filter; wet scrubber systems result in higher concentrations than dry and semi-dry spray absorbers. It must be remarked that according to some authors (Zeuthen et al., 2007; Maghun et al., 2003; Wiesner and Plata, 2012) new particles < 100 nm and < 50 nm can be formed after the filtration process.

Finally it must be remarked that the experimental results considered to come to the conclusions in this report mostly relate to waste incinerators for MSW or a combination of MSW and industrial waste; data for hazardous waste incinerators are scarce. Extrapolation to hazardous waste incinerators must thus be done with caution.
<table><caption>Table V-2 : Concentrations and characteristics of particles at the inlet of the APC and at the stack</caption><thead><tr><th>Waste</th><th>FGS</th><th>Concentration at inlet FGS (g/m³; particles/cm³)</th><th>Concentration at stack (mg/m³; particles/cm³)</th><th>Removal efficiency %</th><th>Reference</th></tr></thead><tbody><tr><td>MSW</td><td>Cyclone + dry lime scrubber + FF</td><td>2.3-3.07</td><td>1.5</td><td>99.93</td><td>Chang et al., 2000</td></tr><tr><td>MSW</td><td>(ESP)+dry absorber+FF</td><td></td><td>1.4 10³ -1.6 10⁴[(&gt;90% = NP (18-35 nm))]</td><td></td><td>Cernuschi et al., 2012</td></tr><tr><td>MSW</td><td>Dry absorber+FF</td><td></td><td>5 10³-8 10³ [(&gt; 90% = NP (17-29 nm))]</td><td></td><td>Cernuschi et al., 2012</td></tr><tr><td>MSW</td><td>Dry absorber + FF+wet absorber</td><td></td><td>2.7 10⁴-5.6 10⁴</td><td></td><td>Cernuschi et al., 2012</td></tr><tr><td>MSW</td><td>Spray dryer + FF+wet scrubber</td><td></td><td>0.84</td><td></td><td>Indaver, 2011</td></tr><tr><td>MSW + IW + sludge</td><td>ESP, spray absorber (dry), FF</td><td></td><td>1-2 10⁵</td><td></td><td>Buonanno et al. 2009</td></tr><tr><td>RDF</td><td>Spray absorber (semi-dry), FF</td><td></td><td>&lt;1 10³</td><td></td><td>Buonanno et al. 2011</td></tr><tr><td>MSW/RDF</td><td>(Semi)dry absorber+FF</td><td>2.4 10⁷</td><td>0.4 10³ 1 10⁴</td><td></td><td>Buonanno et al. 2012</td></tr><tr><td>MSW/RDF</td><td>Wet absorber/FF</td><td></td><td>7 10³</td><td></td><td>Buonanno et al. 2012</td></tr><tr><td>Biomass</td><td>Wet absorber + ESP</td><td></td><td>2.8 10⁵</td><td></td><td>Buonanno et al. 2012</td></tr><tr><td>MSW</td><td>Dry absorber</td><td></td><td>8 10³- 1.4 10⁴</td><td></td><td>Ozgen et al. 2012</td></tr><tr><td>MSW</td><td>Dry/wet absorber</td><td></td><td>3 10⁴-8 10⁴</td><td></td><td>Ozgen et al. 2012</td></tr><tr><td>70 % MSW + 30 % IW, GF*</td><td>FF*</td><td>1.4 (PMtot); 80%=PM₁.₀<br>1.0-1.4 (PM₁.₀)<br>1.1-1.6 (PM₂.₅)</td><td>0.3 (PMtot)<br>&lt;0.1(both for PM₂.₅ and PM₁.₀)</td><td>99.98</td><td>Lind et al., 2007</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td>MSW (FB)</td><td></td><td></td><td>0.6 (PM<sub>tot</sub>)</td><td></td><td>Indaver, 2011</td></tr><tr><td>30-50% MSW + 50-70% IW; FB*</td><td>FF*</td><td>4.6 (PM<sub>tot</sub>) 6.4%=PM<sub>1.0</sub><br/>0.25-0.31 (PM<sub>1.0</sub>)<br/>0.45-0.49 (PM<sub>2.5</sub>)</td><td>0.6<br/>&lt;0.1(both for PM<sub>2.5</sub> and PM<sub>1.0</sub>)</td><td>99.99</td><td>Lind et al., 2007</td></tr><tr><td>80% MSW + 20% IW</td><td>FF* + wet scrubber</td><td>2.2 (PM<sub>tot</sub>)<br/>0.23-0.43 (PM<sub>2.5</sub>)<br/>6.2 10<sup>7</sup> (PM<sub>tot</sub>)</td><td>7 10<sup>4</sup> (PM<sub>tot</sub>)</td><td></td><td>Zeuthen et al., 2007</td></tr><tr><td>HWI</td><td>ESP* + 4 steps washing + dioxin filter</td><td></td><td>0.01-0.5</td><td></td><td>Indaver, 2011</td></tr><tr><td>MSW + nanoparticles</td><td>Wet scrubber + ESP</td><td></td><td></td><td>&gt;99.6-99.9</td><td>Walser et al., 2012</td></tr></table>

GF= grate furnace; FB = fluidized bed, FF=fabric filter; ESP=electrostatic precipitator

Note: numbers in italic and in blue are expressed in particles/cm³
### V.3.4. Conclusions

The efficiency for the removal of suspended particulate matter has tremendously increased over the last decades; as a consequence, concentrations in flue gases of waste incineration decreased with a factor of ca. 1000 in 40 years. Modern waste incinerators for MSW and for hazardous waste emit $10^2$ to $10^5$ times less particles than small waste incinerators without emission control system; this illustrates the effectiveness of modern flue gas cleaning systems installed in waste incineration plants. Concentrations at stack between 0.3 and 1.5 $mg/m^3$ and 0.01 and 0.6 $mg/m^3$ are reported for resp. modern MSW and hazardous waste incinerators; this is far below the limit value of $10 mg/m^3$ set by the European Waste Incineration Directive (Directive 2000/76/EC). According to Buonanno and Morawska (2015) particulate emissions of a medium size waste incinerator are $5.5 \ 10^3$ particles/cm$^3$; this is in the range of particulate emissions for a rural/urban site and 500 to 10000 times lower than the emissions of traffic. Even indoor emissions are higher than these of medium size incinerators. At the stack the fraction of particles < 100 nm prevails in number (11-99%) with average diameters in the particle size range < 50 nm (65-88 %). The particle concentration at the stack depends on the type of flue gas system as given in Table V-3. The lowest emissions are obtained for the fabric filter (>99.99%). Waste incinerators equipped with a fabric filter (as part of the flue gas cleaning system), not only meet regulatory requirements in terms of total dust at the stack, but show in addition a high filtration efficiency in terms of particle number concentration.

<table><caption>Table V-3 : Concentration at inlet of flue gas system and at the stack as a function of the flue gas system</caption><thead><tr><th>Before flue gas cleaning</th><th>At stack</th><th>Flue gas cleaning system</th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td>0.3 and 1.5 mg/m<sup>3</sup> PM<sub>tot</sub></td><td>Dry/semi dry absorber/FF<br/>5 10<sup>2</sup>-1.4 10<sup>3</sup> particles/cm<sup>3</sup></td></tr><tr><td>2.3 to 4.6 g/m<sup>3</sup> PM<sub>tot</sub><br/>2.4 to 6.3 10<sup>7</sup> particles/cm<sup>3</sup></td><td>11-99 number % < 100 nm<br/>65-88 number % < 50 nm<br/>1 10<sup>3</sup> to 5.1 10<sup>6</sup> particles/cm<sup>3</sup>.</td><td>Wet absorber/FF<br/>3 10<sup>4</sup> - 4 10<sup>4</sup> particles/cm<sup>3</sup></td></tr><tr><td></td><td></td><td>Wet -ESP<br/>3 10<sup>5</sup> particles/cm<sup>3</sup></td></tr></tbody></table>

It can be concluded that a modern (hazardous) waste incinerator, equipped with a state of the art flue gas cleaning system has a high effectiveness for the removal of particles in the coarse ($10 \ \mu m > d > 2.5 \ \mu m$) to nanosize ($< 50 \ nm$) range. However, according to some authors new (ultrafine and nano)particles can be formed after the filtration process.

Finally it must be remarked that the experiment results considered to come to these conclusions mostly relate to waste incinerators for MSW or a combination of MSW and industrial waste; data for hazardous waste incinerators are scarce. Extrapolation to hazardous waste incinerators must thus be done with caution.
# V.4. Technologies d'analyse des halogénés en condition d'exploitation

## V.4.1. Échantillonnage des dioxines/furannes et biphényles

Pour déterminer la concentration de dioxines halogénées, de furanes et de biphényles dans la phase gazeuse, les fumées sont généralement échantillonnées via un équipement de type AMESA (Adsorption Method for Sampling), en respect de la norme EN 1948-1. On extrait les fumées de façon isocinétique depuis la cheminée avec une sonde de titane refroidie à l'eau. La fumée est passée à travers une résine XAD II et à travers un condenseur. La résine est ensuite traitée comme décrit ci-dessous pour les résidus solides.

Les résidus de l'incinération des déchets, y compris les cendres de chaudière, les cendres volantes et les résidus de lavage des fumées sont échantillonnés à partir du lieu où ils sont collectés dans l'incinérateur.

Pour déterminer les concentrations de dioxines et furannes halogénés ainsi que les biphényles dans les résidus solides d'incinération, ces composants lipophiles doivent d'abord être extraits de la phase solide avec un solvant approprié (comme l'acétone ou l'hexane) après dopage avec des étalons internes. Les extraits sont ensuite purifiés par Chromatographie sur colonne. L'extraction de PCDD / F est typiquement réalisé sur une colonne multi-couche de gel de silice modifié, suivi d'un oxyde d'aluminium et d'une colonne de charbon actif, tandis que pour les PCB, une colonne de silice acide-base combiné suffit. Les extraits purifiés sont concentrés par évaporation, puis analysés par chromatographie en phase gazeuse couplée à la spectrométrie de masse (GC-MS) (Van Caneghem et al, 2010; Emis, 2008).

## V.4.2. Technologie infrarouge

La mesure de la concentration des gaz acides halogénée s'effectue via la technologie infrarouge : la méthode à corrélation par filtres gazeux et la méthode par interférométrie. L'interférométrie IR reste limitée à la mesure d'une dizaine de composés pour un appareil calibré alors que la technologie FTIR, permet de mesurer une soixantaine de composés. Le principe de fonctionnement de ces deux méthodes de mesure est similaire : une lumière infrarouge est envoyée dans un échantillon de gaz et en fonction de la quantité d'infrarouge absorbée les concentrations des différents éléments dans le gaz peuvent être déterminées.

Les spectroscopies infrarouges traditionnelles comme celle à transformée de Fourier (FTIR) mettent en œuvre une cuve de mesure avec des miroirs réfléchissants afin d'augmenter la longueur du trajet optique (la distance traversée par le faisceau infrarouge dans l'échantillon) jusqu'à une dizaine de mètres (ou jusqu'à 50 mètres en laboratoire). La sensibilité des mesures est proportionnelle à la longueur du trajet optique. La spectrométrie laser permet d'aller jusqu'à des longueurs de plusieurs kilomètres afin d'accroître fortement la sensibilité de la mesure et atteindre une limite de détection de l'ordre de 1 ppb pour l'HF.
### V.4.2.1. Analyseurs multi-gaz infrarouge

<figure><img src="image_59.png" /><figcaption>Figure V-16 : Principe de fonctionnement d'un analyseur multi-gaz à infrarouge par la méthode à corrélation par filtres gazeux</figcaption></figure>

Source : Environnement SA (Analyseur multi-gaz chauffé infra-rouge GFC – MIR 9000H)

Cette technologie fournit une mesure en continu de nombreux gaz. La méthode à corrélation par filtres gazeux permet uniquement la mesure des gaz utilisés dans les filtres de corrélation, c'est-à-dire ceux qui font l'objet d'une obligation de contrôle selon la réglementation européenne. Au contraire la méthode par interférométrie permet de mesurer tous les types de molécules absorbant dans l'infrarouge (Environnement SA). Théoriquement l'ensemble des composés bromés, iodés et fluoré absorbant dans les infrarouges pourraient être détectés par les deux méthodes, bien que dans la méthode à corrélation par filtres gazeux des composés spécifiques devraient être choisi et la roue de corrélation devrait être adaptée pour ceux-ci. Actuellement les appareils sur le marché proposent, parmi les gaz d'intérêt de cette étude, uniquement la détection d'HF.

#### Mesure en continu extractive

Ce type d'échantillonnage peut être utilisé avec les deux méthodes de mesure. L'échantillonnage, à débit constant, se fait via une sonde de prélèvement placée au centre du conduit des fumées.

Les limites et gammes de détection certifiées pour HF sont :

**Méthode à corrélation par filtres gazeux :**

* Gamme minimale : 0 – 20 mg/m³

* Gamme maximale : 0 – 300 mg/m³

* Minimum détectable : /

**Méthode par interférométrie :**

* Gamme minimale : 0 – 5 mg/m³

* Gamme maximale : /

* Minimum détectable : 2% de pleine échelle
## Mesure en continu in situ

Ce type d'échantillonnage peut être utilisé uniquement avec la méthode de corrélation par filtres gazeux. Une canne de prélèvement est installée dans la cheminée et les concentrations des composants présents dans les fumées sont mesurées directement.

Les limites et gammes de détection certifiées pour HF sont :

Gamme minimale : 0 – 20 mg/m³

Gamme maximale : 0 – 300 mg/m³

Limite de détection : 2% de la pleine échelle

Les analyseurs multi-gaz infrarouge sont des technologies très répandues. Le fonctionnement est assuré pour des débits de fumées supérieurs à 20l/h. Il existe plusieurs niveaux d'entretiens, ces appareils nécessitent, à minima, un entretien annuel pour le nettoyage des filtres<fnref n="26" /> et de la cellule optique. Les appareils avec échantillonnage demandent plus d'entretien.

L'ordre de grandeur de prix de cette technologie est de 80 000 à 120 000€ HTVA.

### V.4.2.2. Analyseur de gaz à diode laser

L'analyse de gaz à partir de diode laser se déroule en 2 étapes. Premièrement, la diode laser, placée dans l'unité d'émettrice, envoie une lumière laser dans l'infrarouge proche, accordée sur une raie d'absorption du composant dont on mesure la concentration, vers le récepteur. Ensuite, en comparant l'intensité du laser envoyé et du laser reçu il est possible de savoir exactement la concentration du composant pour lequel le laser est réglé. Cette mesure est très précise mais ne peut être réalisée en général que pour un ou deux composants à la fois. Il est possible d'avoir l'émetteur et le capteur dans la même unité en installant un miroir dans l'unité réceptrice (le laser fait alors un aller-retour). La Figure V-17 présente un schéma de l'analyseur de gaz à diode laser LSD6.

<figure><img src="image_60.png" /><figcaption>Figure V-17 : Schéma de l'analyseur à diode laser LSD6</figcaption></figure>

Source : Siemens - LDS6

<footnote n="26">²⁶ Le nettoyage des filtres est dépendant du niveau de concentration en poussières émises</footnote>
Ce type d'appareil est en général utilisé pour mesurer la concentration de différents gaz notamment celle de HF.

### Mesure en continu in situ

De manière générale l'émetteur et le récepteur sont placés des deux côtés de la cheminée pour mesurer certains composants présents dans le gaz passant dans la cheminée. Les mesures peuvent être réalisées à haute température allant jusque 450 °C.

Les limites et gammes de détection pour HF sont :

Gamme minimale : 0-5 ppmv ou 0-2 ppm

Gamme maximale : 0-1500 ppmv ou 0-2000 ppm

Minimum détectable : 0.1 ppmv

### Mesure en continu extractive

L'échantillonnage, à débit constant, se fait via une sonde de prélèvement placée au centre du conduit des fumées. La chambre de mesure est chauffée à une température de 200°C.

Les limites et gammes de détection certifiées pour HF sont :

Gamme minimale : 0-1 ppm

Gamme maximale : 0-2000 ppm

Minimum détectable : 0.1 ppmv

Intervalle de maintenance de 6 à 12 mois

#### V.4.2.3. Spectrométrie laser OCEAS

L'OCEAS<fnref n="27" />, commercialisée par la société AP2E et issu des travaux du laboratoire de spectrométrie physique de l'Université Joseph Fourier de Grenoble, est un spectromètre laser infrarouge pour l'analyse des gaz (gaz de combustion, gaz naturel, air ambiant). Il fournit des mesures directes et absolues. La force de cette technologie est la très haute sensibilité des mesures effectuées grâce à la longueur du chemin effectué par le laser, dans la cuve, avoisinant les 15 km. Afin d'augmenter encore la précision de l'appareil, une partie de la lumière réfléchie par la cavité et renvoyée vers le laser lui-même.

La cuve et l'ensemble du dispositif d'échantillonnage sont en basse pression (75 mbar absolus) ce qui permet de diminuer le point de rosée de l'échantillon.

### Mesure en continu extractive

L'échantillonnage en basse pression est réalisé à un débit entre 3 et 6 l/h à une température maximum de 600°C. Ce faible débit permet d'éviter l'encrassement rapide de l'appareil.

Les limites et gammes de détection annoncées<fnref n="28" /> pour HF sont :

Gamme minimale : 10 ppm

Gamme maximale : 1%

Minimum détectable : 1 ppb

<footnote n="27">²⁷ Optical Feedback Cavity Enhanced Absorption Spectroscopy.</footnote>

<footnote n="28">²⁸ Gamme adjustable sur demande</footnote>
## V.5. Efficacité des traitements des fumées sur l'abattage des halogénés

Les composés bromés et fluorés gazeux sont abattus par une unité de traitement humide. Si le $Br_2$ est présent, un agent réducteur tel que le $Na_2S_2O_3$ doit être ajouté à l'eau de lavage (Vehlow et al., 2003).

Les composés organiques bromés sont abattus, quant à eux, par injection de charbon actif, lui-même abattu par un filtre à particule (filtre à manche) ou un filtre à charbon actif. De plus, l'oxydation catalytique peut être appliquée pour détruire les composés organiques bromés formés.

Selon Karpf 2014, les halogénures d'hydrogènes (type HBr, HI, HF, HCl) sont très facilement et quasi complètement absorbés par l'eau dans les traitements de fumées humides.

Dans les systèmes de traitement secs, les réactifs types bicarbonate de soude ($NaHCO_3$) ou l'hydroxyde de calcium ($Ca(OH)_2$), injectés dans le flux de gaz de combustion, se fixent aux polluants gazeux types HF, HCl ou $SO_2$. Le ratio stœchiométrique utilisé avec le bicarbonate de soude est généralement compris entre 1.1 et 1.4 alors que le ratio stœchiométrique pour l'hydroxyde de calcium est supérieur à 2 pour les procédés de traitement des fumées de type sec. Toujours selon Karpf 2014, l'hydroxyde de calcium permet des plus faibles émissions d'HF que le bicarbonate de soude.

Trédi, du groupe Séché, a réalisé des tests sur l'abattement des PCB dans une unité d'incinération à four rotatif munie d'un traitement des fumées par voie humide. Un taux d'abattement (Destruction Removal Efficiencies) de 99.9999% a été constaté.

### V.5.1. Focus sur le traitement au bicarbonate de soude

Le bicarbonate de soude est utilisé dans le traitement des gaz de combustion par voie sèche ou semi-sèche et permet, notamment, de neutraliser le $SO_2$, le HCl et les gaz acides tels que HF, HI et HBr. Effectivement lorsque ces espèces sont mises en contact avec le bicarbonate de soude les réactions présentées dans la Figure V-18 ont lieu, neutralisant ces composés en formant des sels, de l'eau et du $CO_2$.
<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>Figure V-18 : Réactions entre le bicarbonate de soude et HCL, SO₂, SO₃ et HF</figcaption></figure>

Source : SOLVAir SOLUTION : Un Air Pur Un Recyclage Durable

La neutralisation des acides au bicarbonate de sodium a une efficacité optimale en 140 et 300°C, plage de température optimale pour l'activation thermique du bicarbonate de sodium<fnref n="29" />. Le bicarbonate devient un carbonate de sodium à haute surface spécifique :

<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>Figure V-19 : Activation thermique du bicarbonate de sodium</figcaption></figure>

L'abattement de HCl et SO₂ dépend de l'excès de bicarbonate. La Figure V-20 présente les taux d'abattement observés par SOLVAir Solution en fonction de l'excès de bicarbonate.

<footnote n="29">²⁹ Avec la technologie BICAR® et le procédé SOLVAir®</footnote>
<figure><img src="image_63.png" /><figcaption>Figure V-20 : Taux d'abattement du HCl et du SO₂ obtenus avec un filtre à manches et un ajout de bicarbonate de soude</figcaption></figure>

Source : SOLVAir SOLUTION : Un Air Pur Un Recyclage Durable

Il est donc nécessaire de mesurer les concentrations de SOₓ et HX présent dans les gaz de combustion pour adapter l'ajout de bicarbonate de soude.

Des tests ont été réalisés par Solvay sur différents sites industriels d'incinérations émettant de l'HF suite à la combustion de composés fluorés. Ces tests ont consisté à définir le taux d'abattement (en %) de l'HF en fonction du ratio stœchiométrique de bicarbonate injecté dans le traitement.
<figure><img src="image_64.png" /></figure>

<figure><img src="image_65.png" /></figure>

Source : Solvay / graphiques reconstitués sur base d'une image de basse qualité

L'expérimentation a été menée sur un flux de déchet ne contenant pas uniquement du fluor, la présence d'autres gaz acides est donc important sur les résultats de l'expérience. De ces graphiques, il ressort cependant deux éléments :

* Le taux d'abattement est inférieur à 90% (sauf pour une mesure à 94%) lorsque le bicarbonate est injecté dans un ratio stœchiométrique inférieur à 1

* Pour un ratio stœchiométrique compris entre 1 et 1.3, le taux d'abattement (supérieur à 93%) est peu dépendant de ce ratio.

Note : Les stœchiométries dépendent grandement des paramètres du procédé (température, récupération plus ou moins poussée de chaleur, taux de recyclage des fumées, type de réactivation des résidus à recycler).
# VI. Conclusions

L'analyse de la réglementation à travers plusieurs pays dans le monde n'a pas mis en lumière de législations beaucoup plus restrictives que la réglementation européenne. Quant à la révision du BREF incinération, démarrée début 2015, les émissions des molécules ciblées par cette étude ne semblent pas prioritaires vis-à-vis des travaux à mener.

Peu de sources indiquent la concentration de ces éléments dans les déchets. Ainsi, le BREF incinération indique des mesures de fluorures pour des compositions de déchets en Allemagne. Les résultats de ces mesures sur masse sèche de déchets sont les suivantes : 0.01 à 0.035% pour les déchets urbains, 0 à 50% pour les déchets dangereux et 0.1 à 1% pour les boues d'épuration. Il est également indiqué que la concentration en brome et en iode est respectivement entre 0 et 80% et 0 et 50% dans les déchets dangereux.

En France, le bilan de la composition physico-chimique moyenne des OMr, réalisé par l'ADEME, en 2007 indique une concentration en fluorure de 0.01 % sur masse sèche de déchets. Les concentrations en brome et en iode ne sont pas mesurées.

En 2010, la demande mondiale en composés fluorés pour l'année 2015 était estimée à 2 600 kt. L'acide fluorhydrique (HF) est le composé à la base de la production de nombreux composés fluorés. L'acide fluorhydrique est utilisé pour la production des gaz réfrigérants ou dans des applications directes telles que l'industrie électronique, agrochimique et la métallurgie

La demande mondiale en brome est estimée à 575 kt en 2007. La source principale de brome dans les déchets vient des retardateurs de flammes bromés dont les applications sont nombreuses : équipements électriques et électroniques, bâtiments et construction, transport et textile. Il est également utilisé dans des applications industrielles telles que le bromure d'hydrogène ou en intermédiaire de fabrication des produits agrochimiques et pharmaceutiques.

Enfin, la production mondiale d'iode brut est estimée à 29 kt en 2012. Il est notamment utilisé dans la radiographie de contraste et peut être retrouvé dans les déchets hospitaliers.

Dans la première phase du procédé de combustion oxidante, ayant lieu dans le four avec une atmosphère pauvre en oxygène et une température généralement comprise entre 600 °C et 800 °C, les halogènes organiques sont brisés en courtes chaines bromés et en molécules et radicaux fluorés tels que des méthanes fluorés ou des phénols et benzènes bromés. Dans la seconde phase du procédé de combustion, ayant lieu dans des conditions riches en oxygène avec une température généralement comprise entre 850 °C et 1200 °C, les courtes chaines de molécules sont brisées en CO₂ et H₂O, libérant le Br et des radicaux-F. Ces derniers peuvent se combiner ensuite avec d'autres éléments ou radicaux (hydrogène, éléments métalliques) pour former par exemple du Br₂, du HBr, du HF, du CuBr₂, du CaF₂, etc. Lors du refroidissement des gaz de combustion, durant les étapes de récupération d'énergie et de traitement des gaz, ayant lieu à une température généralement comprise entre 200 °C et 400 °C, des PBDD/F peuvent être produits. Ceux-ci se forment par bromation et oxydation de structures graphitiques dégénérées présentes dans les cendres volantes (mécanisme de synthèse de novo) ou par condensation de molécules ou radicaux, nommés précurseurs (tels que des phénols halogénés), dans la phase gazeuse ou solide (condensation hétérogène des précurseurs).

Les composés organiques bromés peuvent être éliminés des gaz de combustion soit par filtration assistée par injection de sorbants, soit en filtrant les gaz de combustion à travers un filtre fixe de charbon actif. Les composés bromés et fluorés gazeux sont abattus par une unité de traitement humide. Si le Br₂ est présent, un agent réducteur tel que le Na₂S₂O₃ doit être ajouté à l'eau de lavage.

La mesure des émissions de composés halogénés types HBr, HF ou HI peut être effectuée via les technologies déjà installées dans les incinérateurs (analyseurs infrarouge ou analyseurs à diode laser).
Peu de retour d'expérience sur les taux d'abattement des molécules halogénés ont pu être rapportés via les fournisseurs de technologies (hors molécules ciblées). Il en est de même pour les exploitants contactés.

Les particules dans les gaz de combustion bruts, non épurés du procédé d'incinération sont produites par une nucléation initiale de précurseurs en phase vapeur présents dans la zone de combustion, suivie, lors de la transition vers la zone de postcombustion, par une croissance des particules par coagulation et via le dépôt en surface d'agrégats de taille nanométrique.

A l'exhaure, des phénomènes de nucléation et de condensation, pouvant avoir lieu dans le panache de fumées en raison de la dilution atmosphérique, peuvent altérer à la fois la concentration numérique de particules et la distribution de taille.

Diverses méthodes d'analyses des particules fines en laboratoire ou à l'échelle industrielle existent à ce jour. Une distinction doit être faite entre les méthodes d'échantillonnage mesurant « la distribution des particules en taille basée sur la masse » et celles mesurant « la distribution des particules en taille basée sur le nombre ». Les conditions d'échantillonnage des gaz de combustion sont également importantes. Avec une prise d'échantillons à haute température les émissions de particules primaires (ou filtrables) sont recueillies mais pas la fraction condensable (secondaire). Des techniques par dilution favorisent la simulation de la transformation atmosphérique des fumées émises à la cheminée À l'issue de l'enquête réalisée auprès des fournisseurs de technologies d'analyses, il apparaît que les méthodes de mesures des particules fines applicables en condition d'exploitation d'un incinérateur sont rares. Une technologie nouvelle, dérivée de la mesure des particules dans l'industrie automobile, a été adaptée pour la mesure en continu des émissions en cheminées. Celle-ci est encore peu répandue, les retours d'expériences sont donc encore faibles. En effet, la justesse de mesure est fonction de la calibration de l'appareil. Ce dernier a prouvé sa fiabilité pour les gaz d'échappement automobile issu de la combustion d'un mono-combustible et devra prouver sa fiabilité dans le cadre de la mesure de fumées d'incinération.

L'efficacité d'élimination de la matière particulaire en suspension a énormément augmenté au cours des dernières décennies. En conséquence, la concentration dans les gaz de combustion épurés issus de l'incinération de déchets a diminué d'environ un facteur 1000 au cours des 40 dernières années. Les plus faibles émissions sont obtenues avec un filtre à manches (abattement >99.99%). Les incinérateurs de déchets équipés d'un filtre à manches (dans le système de traitement des gaz de combustion), ne répondent pas seulement aux exigences réglementaires en termes de poussière dans la cheminée, mais possèdent également une efficacité de filtration très élevée en termes de concentration numérique des particules. Cependant, selon certains auteurs de nouvelles particules (ultrafines) peuvent se former après le procédé de filtration
# VII. Bibliographie

## Sources pour la cartographie des gisements contributeurs

**ADEME 2013** – Projet de quantification des déchets d'équipements électriques et électroniques (DEEE) en France, Étude réalisée pour le compte de l'ADEME et OCAD3E, BIO Intelligence Service S.A.S, décembre 2013

**ADEME 2014** - Rapport annuel sur la mise en œuvre de la réglementation relative aux Déchets d'Équipements Électriques et Électroniques (DEEE), Données 2013, octobre 2014

**Blum A 2009** – Flame retardants, health, and environment: how peer-reviewed science impact regulatory decision making, Blum A, Department of Chemistry, University of California and Green Science Policy Institute, Berkeley, CA, 2009.

**BREF 2006** – Document de référence sur les meilleures techniques disponibles – Incinération des déchets, Commission européenne, août 2006

**BSEF 2004** – Brominated Flame Retardant, Factsheets for Deca-BDE, TBBPA, Edition 2004, BSEF (Bromine Science and Environmental Forum)

**BSEF 2012** – Brominated Flame Retardant, Factsheets for Deca-BDE, HBCD, TBBPA, Edition 2012, BSEF (Bromine Science and Environmental Forum)

**EFRA 2007** – Flame Retardants, Frequently Asked Questions, The European Flame Retardants Association (EFRA), janvier 2007

**Eurofluor HF 2013** - Eurofluor HF, aperçu de l'industrie du fluor, deuxième édition, Comité Technique Européen du Fluor, www.eurofluor.org

**Geo & Hydro 2011** – Pilot study of brominated flame retardants in waste electrical and electronic equipment (WEEE), produced for Ministry for the Environment of New Zealand and prepared by Geo & Hydro – K8 Ltd, October 2011.

**Huber et al 2009** – Sandra Huber, Morten K. Moe, Norbert Schmidbauer, Georg H. Hansen and Dorte Herzke; Emissions from incineration of fluoropolymer materials, A literature survey, Norwegian Institut for Air Research (NILU), décembre 2009.

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European Parliament and Council, 2010. Directive 2010/75/EU of the European Parliament and of the Council of 24 November 2010 on industrial emissions (integrated pollution prevention and control).
http://eur-lex.europa.eu

GRIMM 2015 - GRIMM, http://www.grimm-aerosol.com, consulted January 2015

Indaver 2011 - http://www.indaver.be, Indaver, Duurzaamheidsrapport 2010, consulted February 2015

Karpf 2014 - http://www.wtert.eu/default.asp?Menue=12&ShowDok=23, Prof. Dr.-Ing. Rudi Karpf; Août 2014.

Lenntech 2015 - Properties of Iodine, www.lenntech.com

TSI-2014 - http://www.tsi.com, TSI Incorporated Particle Instruments, consulted in April 2014

VMM 2012 - http://www.vmm.be, Luchtkwaliteit in het Vlaamse gewest, Jaarverslag immissiemeetnetten, consulted June 2014

WHO 2013 - WHO (2013) Health effects of particulate matter: Policy implications for countries in Eastern Europe, Caucasus and central Asia

http://www.euro.who.int/_data/assets/pdf_file/0006/189051/Health-effects-of-particulate-matter-final-Eng.pdf, consulted in February 2014

WHO 1998 - International programme on chemical safety. Environmental Health Criteria Polybrominated dibenzo-p-dioxins and dibenzofurans

http://www.who.int/ipcs/publications/ehc/ehc_alphabetical/en/
Autres sources

Kick-off meeting for the review of the reference document on the best available techniques for waste incineration, Seville 19-22 January, meeting report, EU COM - JRC, 29 avril 2015.
# VIII. Annexe 1

## Annexe 1 : version originale et complète du chapitre « Échantillonnages et méthodes d'analyses de la matière particulaire en laboratoire ou en conditions expérimentales »

### VIII.1. Sampling and analytical methods for particulate matter

#### VIII.1.1. Introduction

When stack particles from a combustion source enter the atmosphere, atmospheric transformations e.g. condensation of low vapor pressure gases, occur. A distinction must be made in the flue gases between primary filterable particles, and secondary particles, formed from the homogeneously or heterogeneously nucleation of gases or their condensation on pre-existing particles. Hot temperature, particulate sampling methods (5 a 10 °C above stack gas temperature) (e.g. US- EPA Method201/202A and 205) tend to underestimate the emitted fine and ultrafine particulate fraction because condensable species are not collected. In source dilution sampling, atmospheric like emissions are simulated by diluting, cooling, and aging the hot exhaust prior to sampling. The purpose is to promote atmospheric transformation and mimic actual conditions similar to conditions in a plume in close vicinity and down wind of a stack. The stack gas sample is isokinetically extracted and mixed with clean dilution gas. The in-stack cyclone, installed on the sampling probe predetermine the particulate size (PM₁₀, PM₂.₅) to be measured (Lee, 2010). Condensational growth of particles in an diluted plume depends on:

* temperature, usually between 20 and 42°C. This is accomplished by varying the volume of diluting gas that is at ambient temperature to cool down the hot stack gas.

* relative humidity: usually 40 % RH. The maximum limit is 70% RH.

* sample dilution: large dilution ratio, ensures cooling of stack gas sample to realistic ambient temperatures.

* residence time, necessary to ensure close simulation of atmospheric transformation processes. Residence time of minimum 10 s to 20 s, are applied.

* flow measurement and control: to acquire a representative sample of flue gas particulate concentrations particulate sampling has to occur iso-kinetically. Iso-kinetic sampling means that the velocity and the direction of the gas entering the sampling nozzle, are the same as these of the gas in the duct/stack. This is accomplished by selection of an appropriate sampling probe with an appropriate nozzle and by maintaining a balanced flow for the dilution air and particulate matter sample collection. For given stack conditions and flue gas velocities, dilution air and stack sample volumes are determined based on the dilution ratio and residence time.

* particles deposition and sampler material: common particulate matter characteristics associated with the deposition during dilution sampling are particle electrostatic charge, settling properties, hardness, adhesive surfaces and irregular shape, all of which influence particle dynamics. Surface adhesion is possibly created by gravitational, inertial, diffusion or electrostatic attraction mechanisms. The errors contributed by the particulate matter diffusion and electrostatic attraction to the sampler surfaces are estimated to be more important than those from the non-isokinetic sampling and shorter residence times. The internal surfaces of the dilution sampler, i.e., mixing section, dilution tunnel and residence time section, should be inert to minimize aerosol condensation and surface reactions. Premature nucleation and condensation of aerosols can easily occur before reaching collection filters, on surfaces that are not clean or inert. Some kind of surface coating is recommended even though highly resistant stainless steel materials are used as construction material.
It is not very useful to just measure the number of particles (of any size) of the mass of particles (of any size). Indeed the size of the particles is very important. Therefore equipment is developed for the measurements of mass-based and number-based size distributions.

Measurement of particles ranging from 5 nm to 10 µm, and dilution ratios ranging from 1/5 to 1/10000, are reported in literature (Buonanno and Morawska, 2015).

It must be remarked that particle measurement methods are not normalized and that different measurement procedures and instrumentation set-ups are described by different authors. This makes it difficult to interpret and compare measurement results.

### VIII.1.2. Mass based particle size distribution methods

Particles can be collected by impaction on a surface as in cyclones and impactors.

#### VIII.1.2.1. V.1.2.1. Cyclone

A cyclone (Figure VIII-1) removes particles by subjecting them to inertial forces which separate them from the carrier gas. The carrier gas enters the cyclone chamber from a tangential direction at the outer wall of the chamber and forms a vortex. The larger particles moving outward, are forced against the wall and are collected at the bottom. The cleaned gas stream swirls upward in a narrow spiral, towards an outlet at the top. Cyclones are most efficient for the removal of relatively coarse particles, and are suitable for gases with particulate concentrations between 1 and 50 mg/m³.

#### VIII.1.2.2. Virtual Dichotomous impactor

A Virtual Dichotomous impactor (Figure VIII-2) is a two-stage impactor (hence the name dichotomous) dividing the particles into two size ranges. The airflow is divided in 2 subflows:

1. a subflow going straight on (10 % of the total flow)

2. a subflow at 90° of the incoming flow (90 % of the total flow).

The small particles (AED < 2.5 µm) follow the respective flowlines: 90 % follows flow 2 and are collected on the PM₂.₅ filter; 10 % follows flow 1 and are collected on the PM₁₀-₂.₅ filter. The larger particles (AED > 2.5 µm) are all going straight on to be collected on the PM₁₀-₂.₅ filter. The mass on this filter must be corrected by 1/9 of the mass on the PM₂.₅ filter to give the mass PM₁₀-₂.₅. The disadvantage of the method is the difficulty of keeping a ratio of 9/1 between both air streams despite of the clogging of the filters. The advantage of the virtual dichotomous impactor compared to the cascade impactor, is a smaller bounce off and re-entrainment of particles. An example of a two-stage impactor is the Dekati® PM10 impactor model no. PMS-510 (Dekati, 2014).

#### VIII.1.2.3. Cascade impactor

A cascade impactor (Figure VIII-3Figure II-5) consists of a number of impactor stages with smaller and smaller cut-off diameter, connected in series. The cut-off diameter in each stage depends on the air velocity and geometry of the stage (i.e. the distance from the nozzle to the impaction plate). Cascade impactors often have up to some ten stages ranging from a cut-off diameter on the first stage of 10 – 30 µm to a diameter of 0.1 µm or lower on the backup filter at the end. This gives the opportunity to analyse (e.g. chemically or gravimetrical) a number of small size intervals. Some drawbacks are the risk of bounce off from one stage to the next (i.e. particles of wrong size get at wrong stage) as well as the problem of obtaining sharp cut-off diameters in the last stages. Therefore, the impaction plates are coated with oil or some other sticky substance. Sampling at reduced pressure extends the range of the collected particles to lower sizes (Berner Low Pressure Impactor) (Hillamo and Kauppinen, 1991).

DLPI+ (Dekati® Low Pressure Impactor) is a widely used and well characterized cascade impactor for detailed particle size distribution analysis. This impactor gives information on particle size distribution
in 14 size fractions from 16 nm – 10 µm. The size classified particles can be collected on different material substrates, such as aluminium or polycarbonate, for either gravimetric or chemical analysis. The High Temperature DLPI+ allows sampling from up to 180 °C making it an ideal choice for stationary source emission measurements and other applications where particle sample is at high temperature. (Dekati, 2014).

<figure><img src="image_66.png" /><figcaption>Figure VIII-2 : Virtual dichotomous impactor</figcaption></figure>

<figure><img src="image_67.png" /></figure>
<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>Figure VIII-3 : Cascade impactor</figcaption></figure>

<figure><img src="image_69.png" /></figure>

### VIII.1.3. Measurement of number based size distribution

#### VIII.1.3.1. Electrical Low Pressure Impactor (ELPI)

The ELPI is capable of measuring simultaneously number concentrations and particle size distributions in the size range 7 nm-10 µm. The ELPI operating principle can be divided into three steps. First particles are charged in the corona charger, and then enter a cascade low pressure impactor with electrically insulated collection stages. In a second step particles are collected in the different impactor stages according to their aerodynamic diameter, and finally, the electric charge carried by particles into each impactor stage is measured in real time by sensitive multi-channel electrometers. This measured current signal is directly proportional to particle number concentration and size. The particle collection into each impactor stage depends on the aerodynamic size of the particles. Measured current signals are converted to (aerodynamic) size distribution, using particle size dependent relations describing the properties of the charger and the impactor stages. The result is the measurement of particle number concentration and size distribution in real-time (Dekati ELPI+™ instrument, Dekati, 2014).

#### VIII.1.3.2. Aerodynamic Particle Size Spectrometer (APS)

The Aerodynamic Particle Size Spectrometer (APS) counts particles in the 0.3-20 µm range (light scattering) and measures the size of the particles. Particles with the same airborne behavior have the same aerodynamic diameter regardless of their physical size, shape, density or composition. Figure
VIII-4 and Figure VIII-5 give a scheme of the Aerodynamic Particle Size Spectrometer TSI 3321 APS (TSI, 2014).

<figure><img src="image_70.png" /><figcaption>**Figure VIII-4 :** Optical system of the Aerodynamic Particle Size Spectrometer TSI 3321 APS</figcaption></figure>

The Model 3320 uses a patented optical system to produce one double-crested signal for each particle, resulting in highly accurate measurements. (source : TSI, 2014)

<figure><img src="image_71.png" /><figcaption>**Figure VIII-5 :** Scheme of the Aerodynamic Particle Size Spectrometer TSI 3321 APS</figcaption></figure>

(source: TSI, 2014)

The APS accelerates the aerosol sample flow through an accelerating orifice. The aerodynamic size of a particle determines its rate of acceleration, with larger particles accelerating more slowly due to higher inertia. As particles exit the nozzle, they cross through two partially overlapping laser beams in the detection area. Light is scattered as each particle crosses through the overlapping beams. An elliptical mirror, placed at 90 degrees to the laser beam axis, collects the light and focuses it onto an avalanche photodetector (APD) that converts the light pulses into electrical pulses. The use of two partially overlapping laser beams results in each particle generating a single two-crested signal. Peak-to-peak time-of-flight is measured with 4-nanosecond resolution for aerodynamic sizing. The amplitude of the signal is logged for light-scattering intensity.
VIII.1.3.3. Condensation particle counter (CPC)

The CPC (Figure VIII-6 and Figure VIII-7) detects particles larger than or equal to 7 nm in concentrations up to $10^7$ particles/cm$^3$, using both single-count and photometric detection. CPC takes advantage of the principle that supersaturated vapor condenses on small particles. Upon entering the instrument, the sample passes through a heated saturator, where butanol evaporates into the airstream and saturates the flow. The aerosol sample then passes into a cooled condenser tube, where vapor gets supersaturated and condenses onto the particulates. This produces larger, easily detectable droplets/particles. They pass into an optical detector immediately after leaving the condenser. For concentrations below $10^4$ particles/cm$^3$, the detector counts individual pulses produced as each particle passes through the sensing zone (single-count mode). Higher concentration up to $10^7$ particles/cm$^3$ are measured by detecting light scattered by all particles in the sensing zone at any one time and comparing the intensity of the scattered light with calibration levels (photometric method). The uncontrolled size increase of the particles during the condensation step makes it impossible to classify the particles during according to their size. (see Condensation Particle Counter TSI 3022A CPC; TSI 2014 and CPC 5.410 to 5.421 GRIMM models; Grimm 2015).

<figure><img src="image_72.png" /><figcaption>Figure VIII-6 : CPC 5.410 to 5.421 GRIMM models</figcaption></figure>

(source: Grimm 2015)
<figure><img src="image_73.png" /><figcaption>Figure VIII-7 : Scheme of the Condensation Particle Counter TSI 3022A CPC</figcaption></figure>

(source : TSI, 2014)

### VIII.1.3.4. Scanning Mobility Particle Sizer (SMPS)

SMPS systems measure submicron particles in the range from 3 to 10³ nm for concentrations ranging from 1 to 10⁸ particles/cm³, using an Electrostatic Classifier to determine particle size, and a Condensation Particle Counter (CPC) to determine particle concentrations. One or two Differential Mobility Analyzers (DMA) to measure the size distribution and concentration of particles are available. Particles first pass through a single-stage inertial impactor, serving to remove large particles outside the measurement range. Next, the particles pass through a bipolar ion neutralizer, producing a high level of positive and negative ions. The charged and neutral particles now enter the Differential Mobility Analyser (DMA), where particles are separated according to their electrical mobility. An electric field inside the DMA influences the flow trajectory of the charged particles. The DMA contains an inner cylinder that is connected to a negative power supply providing a negative potential. Particles with negative charges are repelled towards and deposited on the outer wall. Particles with a neutral charge exit with the excess air. Particles with a positive charge move rapidly towards the negatively charged element. Only particles within a narrow range of electrical mobility have the correct trajectory to pass through a open slit near the DMA exit. Electrical mobility is inversely related to particle size. After leaving the DMA, the classified particles enter a Condensation Particle Counter (CPC) which provides a measurement of particle concentration. The size distribution of the particles can be measured by a stepwise change of the DMA voltage. If the DMA voltage is fixed, the DMA acts as particle generator with narrow well defined distribution (TSI, 2014; GRIMM, 2015).
### VIII.1.4. Actual set-ups

Stack field testing at four municipal waste-to-energy (WTE) plants was conducted by Cernuschi et al. (2012) to investigate total number concentrations and size distributions in a size range extended towards the evaluation of particles < 100 nm n(UFP) and particles < 50 nm (NP) fractions with diameters smaller than 100 nm and 50 nm, respectively. Measurements were performed with a specifically designed sampling line, equipped with a dilution system and a particle counting device for measuring both primary particles in raw flue gases at stack conditions and the contributions of condensable origin, arising from their cooling and dilution immediately following stack release into the atmosphere.

Hot undiluted gas sampling was performed with a standard filterable particulate matter stack sampling configuration (EN 13284-1:2003), modified by substituting the final filter for particulate collection with the particle number counting device (Figure VIII-8). Stack gas was isokinetically extracted with a stainless steel heated probe, equipped with a PM2.5 cyclone. Conductive tubing was used to transport the sampled flux to the particle measurement instrument, in order to minimize the electrostatic losses to the tubing wall. All parts of the system, including the particle counting device, were heated before sampling and kept slightly above (~10 °C) stack gas temperature (125–130 °C) to minimize thermophoretic losses and to hinder nucleation and condensation effects during sampling.

The dilution sampling system used in the study (Figure VIII-9), based on the EPA CTM-039 train (US-EPA, 2004), was specifically assembled for the evaluation of both primary and condensable UFP fractions through dilution techniques of sampled flue gas. Flue gas was extracted isokinetically from the exhaust stream through a heated line equipped with a PM10 and a PM2.5 cyclone positioned in series at the front end of the sampling probe. The sample gas passed then through a venturi into a conical mixing zone, where it was instantly cooled and diluted with HEPA filtered and dehumidified air prior to the entrance into a Teflon coated tubular residence chamber. Particle number measurement instrument was connected to the rear end of the chamber through conductive tubing for reducing electrostatic particle losses.

<figure><img src="image_74.png" /><figcaption>Figure VIII-8 : Hot sampling</figcaption></figure>

(source : Cernuschi et al., 2012; Ozgen et al., 2012)
<figure><img src="image_75.png" /><figcaption>Figure VIII-9 : Dilution sampling</figcaption></figure>

(source : Cernuschi et al., 2012; Ozgen et al., 2012)

The *particle number concentration* in the flue gases was determined with an electrical low pressure impactor (ELPI™-Dekati Ltd., Finland). The instrument consisted of 11 impactor stages and a final filter stage ($\phi$= 47 mm) for the measurement of particles with a aerodynamic diameter in the range of 0.007-10 µm. The impactor surfaces were coated with vacuum grease with high temperature resistance. A heated line equipped with a PM₁₀ and a PM₂.₅ cyclone was positioned at the front of the sampling probe. After the cyclones the sample gas was cooled and diluted.

Zeuthen et al. (2007), measured the *mass-based size distribution* in the flue gases of a MSW incinerator using a 10 stage Berner Low-Pressure cascade impactor (Hauke GmbH LPI). *Number-based size distributions* were obtained with a Scanning Mobility Particle Sizer (SMPS), consisting of a Differential Mobility Analyzer (TSI 3071 DMA) and a Condensational Particle Counter (TSI 3010 CPC). A sample stream of flue gas was withdrawn from the duct and diluted with dry, filtered air to reduce the particle concentration to avoid overloading of the LPI, and more important, to keep the concentration in the Condensational Particle Counter of the SMPS system low to ensure counting of single particles. The dilution ratio was measured on-line by comparing the CO₂ concentration in the diluted flue gas with the concentration in the flue gas. Part of the diluted flue gas was fed to the Low Pressure Cascade Impactor (LPI), another part to a Scanning Mobility Particle Sizer (SMPS). A pre-filter (cut-off diameter ca. 3 µm) was used to avoid overloading of the impactor by large particles. The cascade impactor had an aerodynamic diameter range from 0.03 to 12.7 µm. Deposited particles in the impactor were collected on aluminum foils. To reduce re-bounce of the particles, the foils were coated with a thin film of Apiezon H grease. Sampling time was usually about 30 minutes. In the SMPS system the particles were classified by their mobile diameter in the DMA with a range from 14 to 800 nm. The particles were counted in the CPC with high accuracy giving a finely resolved number-based size distribution. A setup of the measurement equipment is given in Figure VIII-10.

The measurement system used by Maghun et al. (2003), to measure the particle size distribution in the flue gas of a 23 MW waste incineration plant, consisted of an *aerodynamic particle sizer* (APS 3310, TSI Inc., St. Paul, MN; measuring range: 0.5-30 µm) and a *scanning mobility particle sizer* (SMPS, TSI Inc; measuring range: 17-600 nm). The SMPS unit consisted of a *differential mobility analyzer* (DMA 3071, TSI Inc., St. Paul, MN) which separated the particles with respect to their mobility, and a *condensation particle counter* (CPC 3022, TSI Inc., St. Paul, MN). Large particles were precipitated by a heated pre-impactor (cut-off ca. 40 µm). The sampled flue gas was rapidly diluted by a factor of 10-10.000 with clean dry air.
<figure><img src="image_76.png" /><figcaption>Figure VIII-10 : Set-up of the measurement equipment</figcaption></figure>

(source: Zeuthen et al., 2007)

VIII.1.5. Conclusions

Table VIII-1 gives an overview of the different measurement methods and their characteristics.

A distinction must be made between "mass based particle size distribution" and "number based size distribution" sampling methods. An overview of the most important measurement equipment are given in the Table VIII-1. Also the choice of the flue gas sampling is important. With hot sampling primary (or

<table><caption>Table VIII-1 : Overview of the particle measurement equipment</caption><thead><tr><th>Particle size distribution</th><th>Particle size</th><th>Actual set-up</th></tr></thead><tbody><tr><td>Cyclone</td><td>Coarse particles</td><td></td></tr><tr><td>Dichotomous impactor</td><td>2 fractions:<br/>&lt; 2.5µm and 2.5-10 µm</td><td></td></tr><tr><td>Cascade impactor</td><td>Different fractions between 0.1 and<br/>30 µm</td><td>Maghun et al., 2003<br/>Zeuthen et al., 2007<br/>Buonanno et al., 2009</td></tr><tr><th>Number based distribution</th><th>Particle size</th><th>Actual set-up</th></tr><tr><td>Electrical low pressure impactor (ELPI)</td><td>30 nm-10 µm</td><td>Lind et al., 2007<br/>Zeuthen et al., 2007<br/>Buonanno et al., 2009</td></tr><tr><td>Aerodynamic particle size spectrometer<br/>(APS)</td><td>Counts and measures particles in<br/>0.3-20 µm range</td><td>Maghun et al., 2003<br/>Buha et al., 2014</td></tr><tr><td>Condensation particle counter (CPC)</td><td>Particles &gt; 7 nm; up to 10<sup>7</sup><br/>particles/cm<sup>3</sup></td><td>Maghun et al., 2003<br/>Buonanno et al., 2011</td></tr><tr><td>Scanning mobility particles sizer (SMPS)</td><td>Particles 3-10<sup>3</sup> nm;<br/>1-10<sup>8</sup> particles/cm<sup>3</sup></td><td>Maghun et al., 2003<br/>Zeuthen et al., 2007</td></tr></tbody></table>
filterable) particle emission are gathered but not the condensable (secondary) fraction. A more realistic atmospheric like particulate emission, is simulated by source dilution, cooling, and aging the hot exhaust prior to sampling. It must be remarked that particle measurement methods are not normalized; this makes it difficult to interpret and compare measurement results. Moreover, the size of nanoparticles is of the same order of magnitude as the mean free path (average distance traveled by a moving particle between successive impacts), increasing the difficulty of measuring nanoparticles.
# IX. Annexe 2

## Annexe 2 : Liste des entreprises et organisations enquêtées

Le tableau ci-dessous présente la liste des entreprises enquêtées et ayant répondu à nos sollicitations.

<table><thead><tr><td>Entreprises</td><td>Nom Prénom</td><td>Adresse</td><td>Poste</td></tr></thead><tbody><tr><td>Addair</td><td>David Le Dur</td><td>8, route de Chevreuse, 78117 CHÂTEAUFORT</td><td>CEO - ADDAIR</td></tr><tr><td>Air inovation</td><td>Maria Leibetseder</td><td>Espace Mirabeau Hall E 04100 Manosque</td><td></td></tr><tr><td>AP2E</td><td>Arnaud Bourgeais</td><td>240 rue Louis de Broglie 13593 AIX-EN-PROVENCE</td><td>Commercial France</td></tr><tr><td>AMETEK Process Instruments</td><td>David Dominguez</td><td>Rond Point de l'Epine des Champs 78990 ELANCOURT</td><td>Technico-commercial</td></tr><tr><td>Durag France SARL</td><td>M. Durateau</td><td>Parc GIP Charles de Gaulle 49, rue Léonard de Vinci 95691 GOUSSAINVILLE</td><td></td></tr><tr><td rowspan="3">Environnement SA</td><td>Alain Pommepuy</td><td rowspan="3">111, boulevard Robespierre BP 4513 78304 POISSY</td><td>Chef de Produits - Responsable Commercial</td></tr><tr><td>Philippe Fayolle</td><td>Responsable technique produits émissions</td></tr><tr><td>Stéphane Valette</td><td>Ingénieur Commercial France - Région Ouest</td></tr><tr><td>Lab</td><td>Bernard Siret</td><td>259 Avenue Jean Jaurès - CS 60410 69364 LYON CEDEX 07</td><td>Directeur R&amp;D</td></tr><tr><td>Oldham</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td rowspan="2">Solvay</td><td>Jean Manuel Janisewsky</td><td>25, rue de Clichy F-75442 Paris cedex 09</td><td>Soda Ash &amp; Derivatives Technical Marketing Manager SOLVAir®</td></tr><tr><td>Neil BRETON</td><td>310, rue de Ransbeek B-1120 Brussels</td><td>GEC-Industrial Automation &amp; Electricity Process Analytical Technologies</td></tr><tr><td>Tredi - Groupe SECHE</td><td>Sylvain Durécu</td><td></td><td>Directeur de la Recherche</td></tr><tr><td>VINCI Environnement</td><td>Mouloud Ouadhi</td><td>89, boulevard Franklin Roosevelt 92506 RUEIL MALMAISON cedex</td><td>Directeur Division Traitement des Fumées</td></tr><tr><td>Walhalla Kalk</td><td>Frank Hernitschek</td><td>Donaustaufer Straße 207 93055 Regensburg ALLEMAGNE</td><td>Ingénieur chimiste</td></tr></tbody></table>
# X. Annexe 3

## Annexe 3 : Liste des technologies analytiques étudiées

<table><thead><tr><th rowspan="2">Technique d'analyse</th><th rowspan="2">Marque</th><th rowspan="2">Modèle</th><th colspan="2">Polluants et gammes de mesures associées</th></tr><tr><th>Polluants</th><th>Gamme de mesure</th></tr></thead><tbody><tr><td>Analyseur multi-gaz infrarouge (Méthode corrélation)</td><td>Environnement-sa</td><td>MIR9000</td><td>HF</td><td>0-20 mg/m³</td></tr><tr><td>Analyseur multi-gaz infrarouge (Méthode corrélation)</td><td>Environnement-sa</td><td>MIR9000H</td><td>HF</td><td>0-40 mg/m³<br>0-300 mg/m³</td></tr><tr><td>Analyseur multi-gaz infrarouge (Méthode interférométrie)</td><td>ABB</td><td>ACF-NT</td><td>HF</td><td>0-5 mg/m³</td></tr><tr><td>Analyseur multi-gaz infrarouge (Méthode interférométrie)</td><td>Environnement-sa</td><td>MIR FT</td><td>HF</td><td>0-15 mg/m³</td></tr><tr><td>Analyseur multi-gaz infrarouge (Méthode corrélation)</td><td>Environnement-sa</td><td>MIR IS</td><td>HF</td><td>0-20 mg/m³<br>0-300 mg/m³</td></tr><tr><td>Spectrométrie laser infrarouge</td><td>AP2E</td><td>Oceas gas analysers</td><td>HF</td><td>10 ppm<br>max 1%<br>(limite de détection 1 ppb à 10 ppm)</td></tr><tr><td>Infrarouge</td><td>SICK</td><td>MCS100FT</td><td>HF</td><td>0-3 ppm<br>0-10 ppm</td></tr><tr><td>Diode Laser</td><td>SICK</td><td>GM700</td><td>HF</td><td>0-2 ppm<br>0-2000 ppm</td></tr><tr><td>Diode Laser</td><td>SIEMENS</td><td>LDS6</td><td>HF</td><td>0-5 ppm<br>0-200 ppm</td></tr><tr><td>Diffusion laser</td><td>Environnement-sa</td><td>QAL 181</td><td>Particules - poussières</td><td>0-15 mg/m³</td></tr><tr><td>Diffusion laser</td><td>SICK</td><td>DUSTHUNTER SP100</td><td>Particules - poussières</td><td>0-5 mg/m³</td></tr><tr><td>Diffusion laser</td><td>Durag</td><td>DR 800</td><td>Particules - poussières</td><td>0-10 mg/m³<br>0-200 mg/m³</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Rétrodiffusion</th><th>Durag</th><th>DR 320</th><th>Particules - poussières</th><th>0-5 mg/m³<br>0-200 mg/m³</th></tr></thead><tbody><tr><td>Triboélectrique</td><td>Environnement-sa</td><td>PCME QAL991 FR</td><td>Particules - poussières</td><td>0-15 mg/m³</td></tr><tr><td>APS</td><td>TDI</td><td>APS 3321</td><td>Particules - poussières</td><td>0.001-10000 particules/cm³</td></tr><tr><td>Optical Particle Counter</td><td>TDI</td><td>3330</td><td>Particules - poussières</td><td>0.001-275000 µg/m³</td></tr><tr><td>PPS</td><td>Pegasor</td><td>PPS-M</td><td>Particules - poussières</td><td>0.001-1000 mg/m³</td></tr><tr><td>PPS</td><td>ADDAIR</td><td>PPS STACK</td><td>Particules - poussières</td><td>0.001-1000 mg/m³</td></tr><tr><td>MPS</td><td>INERIS</td><td>MPS</td><td>Particules - poussières</td><td>0.001µm-1µm</td></tr><tr><td>Mobilité</td><td>TDI</td><td>FMPS 3091</td><td>Particules - poussières</td><td>5.6-560 nm</td></tr><tr><td>Mobilité</td><td>TDI</td><td>SMPS 3936</td><td>Particules - poussières</td><td>0.025-1µm</td></tr><tr><td>Mobilité</td><td>TDI</td><td>SMPS 3938</td><td>Particules - poussières</td><td>0.025-1µm</td></tr><tr><td>Mobilité</td><td>TDI</td><td>SMPS 3910</td><td>Particules - poussières</td><td>10-420 nm</td></tr><tr><td>CPC</td><td>TDI</td><td>3007</td><td>Particules - poussières</td><td>0-100000 particules/cm³</td></tr><tr><td>CPC</td><td>TDI</td><td>3772</td><td>Particules - poussières</td><td>0-1000 particules/cm³</td></tr><tr><td>CPC</td><td>TDI</td><td>3775</td><td>Particules - poussières</td><td>0-5000 particules/cm³<br>5000 - 10000000 particules/cm³</td></tr><tr><td>CPC</td><td>TDI</td><td>3783</td><td>Particules - poussières</td><td>0-1000000 particules/cm³</td></tr><tr><td>CPC</td><td>TDI</td><td>3776</td><td>Particules - poussières</td><td>0-300000 particules/cm³</td></tr><tr><td>CPC</td><td>TDI</td><td>3788</td><td>Particules - poussières</td><td>0-400000 particules/cm³</td></tr></tbody></table>