| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste |

Fastsættelse af vilkår for lugt fra store åbne arealkilder

5 Vurdering af lugt fra arealkilder

• 5.1 Metoder til bestemmelse af lugtemission fra arealkilder
  • 5.1.1 Mikrometeorologiske metoder
  • 5.1.2 Kammermetoder
  • 5.1.3 Vurdering af målemetoderne
  • 5.1.4 Måledata fra forskellige anlæg i Danmark
  • 5.1.5 Måling af lugtpotentiale
• 5.2 Måling i omgivelserne
  • 5.2.1 OPFTIR
  • 5.2.2 Snifferundersøgelser
  • 5.2.3 Elektroniske næser
• 5.3 Måling af indikatorstoffer
• 5.4 Registreringsmetoder
  • 5.4.1 Inddragelse af naboer og medarbejdere
  • 5.4.2 Beregning af lugten her og nu
  • 5.4.3 Lugtforudsigelser
• 5.5 Lugtemission i relation til OML-modellen
  • 5.5.1 Eksempler på spredningsberegninger

Vurdering af lugt fra en given kilde kan ske gennem beskrivelse af, hvordan lugten opleves i omgivelserne. Det vil typisk være gennem registrering af klager eller direkte gennem spørgeskemaundersøgelser og registrering af driftsforhold.

Vurderingen kan også ske gennem måling af lugtemissionen og teoretisk beregning af belastningen i omgivelserne. Der kan også foretages målinger i omgivelserne med sensoriske metoder eller med anvendelse af måleapparater.

Endelig er der nyere tiltag, der anvender kombinationer af ovenstående metoder.

I de følgende afsnit belyses disse muligheder, som de er beskrevet i bl.a. international litteratur.

5.1 Metoder til bestemmelse af lugtemission fra arealkilder

Emission fra åbne arealkilder som bassiner, tanke eller oplagspladser er svær at bestemme. Det skyldes, at der ofte ikke er en veldefineret volumenstrøm, og at emissionen sker over store dele af arealet. Det er derfor vanskeligt at finde veldefinerede og repræsentative målepunkter som f.eks. i en skorsten.

I kompostanlæg kan der være store variationer over arealet betinget af de biologiske processer i materialet. Ilt-, temperatur og fugtighedsforhold kan således give store lokale forskelle i såvel mængder som sammensætning af emissionen.

Fra spildevandsbassiner er der oftest ingen udgående volumenstrøm, idet reaktionsprodukterne fra processerne opløses i vandet. Her er lugtemissionen meget afhængig af vinden henover overfladen. Der sker en transport af stoffer gennem grænselaget mellem vand og luft, og kun hvis vinden fjerner stofferne fra grænselaget, er der emission. Denne emission er eksponentielt stigende med stigende vindhastighed43.

Emission af et givet stof fra en væskeoverflade er ligefrem proportional med

• stoffets molvægt
• overfladens areal
• mængden af stof i væsken (molbrøk)
• og en faktor for masseovergang (masseovergangskoefficient)

Størrelsen af masseovergangskoefficienten afhænger af transportmodstanden for stoffet i grænselagene på begge sider af væskeoverfladen. Den kontrollerede massetransportproces, som styrer fordampningen af næsten alle kemikalier, er væskefasekontrolleret[32]. Forskellige hastigheder for forskellige kemiske stoffer skyldes primært forskellige væskefasediffusioner.

Masseovergangen øges med højere vindhastighed, og vinden har relativt stor betydning[33].

Diffusionen stiger med stigende temperatur, hvilket bevirker en øget fordampning[34].

Der findes to principielt forskellige metoder til bestemmelse af emissionen, nemlig mikrometeorologiske metoder og kammermetoder[35]. Generelle principper og anvendelse i Danmark gennemgås i det følgende.

5.1.1 Mikrometeorologiske metoder

Disse metoder giver en indirekte måling af emissionen ved at måle vindhastigheder og koncentrationer nedstrøms for kilden (i læsiden). Opsamling af prøver til analyse og bestemmelse af vindhastighed skal ske i flere højder og i en bredde, der svarer til vindens udbredelse på målestedet. Koncentrationerne i prøverne er så lave, at de er mere egnede til analytiske end til sensoriske lugtanalyser[35].

Teknisk er det muligt at foretage fortyndinger ned til 10 gange lugttærsklen (10 OU_E/m³), men det er vanskeligt at undgå kontaminering med posens og fortyndingsudstyrets egen lugt. I praksis kan der normalt ikke angives lugtstofkoncentrationer mindre end 50 LE/m³ uden betydelig usikkerhed.

Den friske baggrundsluft opstrøms (luvsiden) giver også lugt, og der kan være kontamineringsrisiko fra kilder i luvsiden. Det skal derfor vurderes nøje, om lugtkoncentrationen i luvsiden kan trækkes fra. Det kræver, at lugtkarakteristikken for luvsiden er den samme som for læsiden[36]. Hvis koncentrationen i luvsiden trækkes fra, baseres emissionen på forskellen mellem to små, usikre tal.

I figur 4 illustreres, hvordan lugten udbreder sig i højden afhængig af kildens størrelse. Udbredelse i bredden er afhængig af kildens bredde. Den indlysende ulempe ved denne metode er, at der skal tages et stor antal prøver. Der er beskrevet flere tiltag for at reducere antallet af prøver[35],[h]. I teorien er fordelen, at der opsamles lugt fra hele arealet, og prøven derved er repræsentativ.

Denne metode var en af de først anvendte metoder i Danmark. Lugtkoncentrationen måles i et tværsnitsareal vinkelret på vindretningen både i kildens læ- og luvside. Koncentrationsforskellen mellem de to målinger repræsenterer lugtemissionen fra kilden.

Figur 4 Principskitse af lugtforhold i læside af fladekilde

Metoden er forholdsvis let at håndtere og fleksibel. Samtidig bestemmes vindhastigheden i den betragtede flade, hvorefter fluxen gennem fladen kan beregnes[37]. Metoden kræver veldefinerede meteorologiske forhold, dvs. konstant vindhastighed og retning og lille omskiftelighed mellem regn og sol. Desuden kræves en klar afgrænsning af den lodrette flade for at undgå unøjagtigheder som følge af randeffekter, som vil kunne påvirke resultaterne væsentligt[36].

Som vist på figur 4 er grænselagshøjden for lugt fra kilden en væsentlig parameter. Grænselagshøjden kan være over 10 meter, og det er i praksis ikke muligt at tage prøver højere end 3 - 4 meter over jorden.

5.1.2 Kammermetoder

Kammermetoder giver en direkte måling af emissionen. En del af den betragtede overflade isoleres i et kammer, og i de fleste anvendelser blæses en luftstrøm over overfladen. Efter passage af overfladen opsamles en prøve af luftstrømmen, som analyseres. Emissionen bestemmes som koncentration gange volumenstrøm.

Metoden er i princippet simpel, men skal anvendes med stor omhu, så resultaterne kan relateres til den virkelige verden[35]. Man skal bl.a. passe på ikke at ændre betingelserne i kammeret så meget, at emissionen ændres. Vindhastigheden er især af betydning, hvor diffusion er den væsentligste drivende kraft

Den drivende kraft er en funktion af koncentrationsforskelle mellem materiale og luft og modstand i grænselaget. For flydende materialer betragtes koncentrationen i væske, og for f.eks. kompost betragtes gaskoncentrationen i materialets porer. Modstanden er i grænselagene på hhv. luft- og materialesiden.

For væsker styres modstanden på materialesiden af stoffernes opløselighed, idet høj opløselighed giver stor bevægelighed og lille modstand[35]. Stoffer med lav opløselighed har derimod stor modstand mod overførsel til luften.

For faste materialer styres modstanden hovedsagelig af porøsiteten. I en kompost vil lav porøsitet og/eller højt vandindhold give stor modstand mod overførsel af stoffer til luften, mens stofferne let kan forlade et porøst materiale.

Modstanden på luftsiden er lille for ru overflader og i store vindhastigheder. Tilsvarende er den stor over glatte overflader og i lave vindhastigheder. Den samlede modstand domineres af modstanden på materialesiden[35]. For meget porøse materialer med lav modstand bliver modstanden på luftsiden dog af større betydning. Det gælder således for kompostmateriale.

For væsker skal man passe på bølgedannelse ved høje vindhastigheder, som vil nedsætte modstanden betragteligt. Omvendt kan meget lave hastigheder betyde, at stofkoncentrationen i kammeret stiger til et niveau, så koncentrationsforskellen reduceres markant.

En væsentlig parameter er trykforhold i kammeret. Overtryk vil undertrykke emissionen (holde stofferne tilbage i materialet eller tvinge dem ud uden for kammeret), mens undertryk i et vist omfang vil suge stofferne ud af materialet og øge emissionen.

For at opnå så repræsentative resultater som muligt skal prøvetagningsstedet udvælges med omhu og være repræsentativt for det, man vil undersøge. Mindre arealer med særlig aktivitet (hot spots) eller døde punkter skal undgås, med mindre de netop er målet for undersøgelsen. Den valgte overflade skal dækkes omhyggeligt med kammeret og grænsefladen til omgivelserne sikres mod ind- og udtrængning af luft. På faste overflader anvendes i praksis et skørt rundt om kammeret eller tildækning af kanterne med materiale.

Det er således tydeligt, at der er mange forhold at tage hensyn til, hvis man skal udføre en fuldstændigt korrekt bestemmelse på et arealudsnit. De store variationer over et areal taget i betragtning, skal man dog nok ikke gå for meget i detaljer. Hvis man benytter almindelig sund fornuft, kan metoderne give anvendelige resultater, som kan beskrive størrelsesordener.

Der findes fire typer kamre, som omtales i det følgende.

5.1.2.1 Statiske flukskamre

Princippet i metoden er at dække en del af det betragtede areal og lade gassen under dækket (head space) nå en ligevægtskoncentration. Emissionshastigheden bestemmes ved den tidsafhængige ændring i koncentrationen af en komponent i gassen, der er let at måle. Emissionshastigheden reduceres, når koncentrationen øges, og man skal være meget opmærksom på dette. Det kan håndteres ved matematiske beregninger, men generelt hævdes det, at metoden underestimerer emisssionen35.

Dækket kan være en dug eller en lukket beholder. I begge tilfælde skal der være mulighed for at udtage prøver.

Metoden kan anvendes, når der er en svag udgående volumenstrøm eksempelvis på en aktiv losseplads. Lugtemissionen kan beregnes efter bestemmelse af sammenhørende værdier mellem lugt og den valgte komponent[36].

5.1.2.2 Dynamiske flukskamre

Dynamiske flukskamre er meget lig de statiske, men anvender en kontrolleret luftstrøm gennem kammeret. Luftstrømmen er imidlertid ikke styret, så den efterligner vindens påvirkning, men sørger blot for et luftskifte i kammeret, så det bliver lettere at måle volumenstrøm. Udformningen af luftstrømmen gør, at forholdene inde i kammeret ikke svarer til omgivelserne, og metoden vurderes, som de statiske, at underestimere emissionen[35].

En særlig type statiske kamre er udviklet og beskrevet til brug på væskeoverflader[36]. Èn type består af en 2-liter flaske uden bund, som ved hjælp af en flydering kan anbringes på væskeoverfladen. Gennem et glasrør med fritte doseres nitrogen over overfladen og ud af flasken til en prøvepose. Resultaterne er kalibreret i forsøg, hvor en kontrolleret luftstrøm strøg over overfladen og blev opsamlet (simuleret vindpåvirkning).

Resultaterne fra analyse af den opsamlede luft fra flaske kan omregnes til specifik emission per areal- og tidsenhed ved en given vindhastighed. Metoden er blevet brugt til målinger på rensningsanlæg i Danmark.

En modifikation af metoden anvender en flaske med bund, hvor en hjemtagen prøve anbringes og i øvrigt behandles på samme måde.

Valideringen af disse to metoders anvendelse til bestemmelse af den faktiske emission er kun beskrevet i én rapport[36]. Metoderne er imidlertid velegnede til at vurdere potentialet for lugtafgivelse fra forskellige typer væske fra f.eks. forskellige anlægsdele på et rensningsanlæg.

5.1.2.3 Vindtunneler

Med indførelse af vindtunneler tilstræbte man at efterligne vindens påvirkning af overfladen. Èn af de første vindtunneler blev udviklet af Lindvall for ca. 30 år siden, og der er siden udført mange arbejder med optimering af princippet[38].

Vindtunneler anvendes i mange lande og sammenhænge, bl.a. i England[39], New Zealand[40], Australien[41] og Holland[42].

Med en vindtunnel dækkes en del af det betragtede areal, og en luftstrøm sendes over arealet med en hastighed, der svarer til en repræsentativ vindhastighed. Det nye i forhold til dynamiske flukskamre er desuden, at påvirkningen af arealet sker i længderetningen uden vertikal bevægelse. Strømningen tilstræbes at være laminar, og luften samles i et afkast med lille tværsnitsareal. Der udtages en luftprøve til analyse for lugtkoncentration.

Lugtemissionen for den udvalgte del udregnes som arealspecifik emission i LE/m²/s. For hele arealet beregnes lugtemissionen i LE/s ved at multiplicere med hele arealets størrelse.

I f.eks. Australien er der udført mange arbejder med optimering af vindtunnelen og med bestemmelse af emissionens sammenhæng med vindhastigheden[43]. Det foreslås, at beregne emissionen ved flere vindhastigheder og i spredningsberegninger benytte de emissioner, der hører til den enkelte vindhastighed[35].

Der er dog en enklere tilgang til vurderingen, idet en australsk undersøgelse har påvist sammenhæng mellem klager over lugt fra rensningsanlæg og vindhastigheden[44]. Figur 5 viser, at 90 % af klagerne kom ved vindhastigheder mindre end 3 m/s i 10 meters højde og 70% ved vindhastigheder mellem 0 og 1,5 m/s. Disse hastigheder svarer til mellem 0,2 og 0,6 m/s 10 cm over overfladen af bassinet. På dette grundlag valgte man at bruge 0,3 m/s over overfladen i vindtunnelen. I princippet er det uinteressant, hvor stor emissionen er ved høje vindhastigheder, hvor lugten spredes hurtigt og ikke giver anledning til gener.

Figur 5. Antallet af klager som funktion af vindhastigheden[44]

Danmarks Miljø Undersøgelser har givet udtryk for, at denne betragtning er god og også kan finde anvendelse på en aktiv, fast arealkilde[45].

Metoden er kendetegnet ved at være reproducerbar med mulighed for at gentage målingerne uanset vindforhold. De opsamlede prøver har ofte høje lugtkoncentrationer, hvorfor lugtanalysens detektionsgrænse spiller en mindre rolle.

Man skal imidlertid være opmærksom på kvaliteten af den luft, der blæses henover arealet. Det er i praksis vanskeligt at bruge ren luft fra trykflasker, og man er derfor henvist til at bruge kulfiltreret luft fra omgivelserne. Der kan således blive tale om en vis interferens fra luften, og man bør dokumentere størrelsen af denne gennem analyse af lugtkoncentrationen i tilgangsluften.

På arealer, hvor emissionen er lav, vil metodens relativt store volumenstrømme medføre lave lugtkoncentrationer, som er vanskelige at bestemme nøjagtigt. Vi vurderer, at metodens detektionsgrænse er ca. 5 LE/m²/s. I et senere afsnit vurderes, hvad det betyder for vurderingen af en spredningsberegning.

Metoden er ikke valideret på nogen måde i Danmark eller udlandet. En validering kan gennemføres ved f.eks. en ringtest for flere vindtunneler og andre metoder eller ved forsøg, hvor den ”sande værdi” kendes. En ringtest kunne forholdsvis let iværksættes, men sammenligning med den sande værdi er vanskelig, da den sjældent kendes.

En praktisk anvendelse af metoden er vist på figur 6. Kultfiltreret luft blæses henover overfladen med 0,4 m/s svarende til den vindhastighed ved jordoverfladen, hvor der forekommer flest klager. I afgangen fra kammeret opsamles en lugtprøve til lugtanalyse.

Figur 6. Vind tunnel til lugtbestemmelse på faste arealkilder

Metoden kræver en del håndtering, og som for de fleste kammermetoder måles der på et lille areal - ca. 0,5 m².

5.1.2.4 Emhætter

Ved denne metode ledes luft under en afdækning til en lille skorsten, hvori luftstrømme kan måles, og hvor prøven kan tages (se figurerne 7 og 8).

Fordelen består i, at man kan dække et veldefineret areal og, at skorstenens tværsnitsareal er væsentligt mindre end arealet under afdækningen. Derfor kan selv små volumenstrømme bestemmes. Ved meget små eller ingen udgående luftstrømme kan lugtemission ikke bestemmes. En anden, mulig ulempe er, at der kan opstå træk i forbindelse med temperaturforskel mellem skorsten og omgivelser (skorstenseffekt)[46] eller kraftig blæst forbi skorstensåbningen. Det formodes at kunne overestimere emissionen særligt på meget nye og aktive miler med høj temperatur.

Ved metoden bestemmes lugt i udgående luftstrøm, men eventuel emission der skyldes vindens påvirkning medtages ikke. Værdierne kan derfor være lavere end den ”sande” lugtemission, og metoden vurderes derfor at være mindre anvendelig ved f.eks. kilder med lille biologisk aktivitet[52].

Metoden er enkel og meget fleksibel at anvende.

Figur 7 Statisk fluxkammer til bestemmelse af lugtkoncentration på en kompostmile. Her illustreret ved teltmetoden[26]

Figur 8 Statisk fluxkammer – en emhætte på en kompostmile

5.1.3 Vurdering af målemetoderne

Afhængig af karakteren af det betragtede areal kan én eller flere metoder komme i betragtning. Hvor arealet er meget varierende sammensat med forskellige emissioner vil en mikrometeorologisk metode i princippet være et godt valg, fordi den vurderer luften nedstrøms for anlægget og ”får det hele med”. Ulempen er den relativt store unøjagtighed og behovet for mange prøver.

På arealer med en tydelig udgående luftstrøm kan en emhætte anvendes, når der tages højde for muligheden for skorstenseffekt. Denne metode er den enkleste at anvende. Antallet af prøver afhænger af arealets beskaffenhed. Er der stor variation, skal der tages mange prøver.

Hvor vindens påvirkning antages at spille en relativt stor rolle (diffusion over grænselaget), bør der anvendes en vindtunnel. Også for vindtunnelen afhænger prøveantallet af arealets beskaffenhed. Umiddelbart vurderes det, at metoden også kan anvendes på beluftede arealer, idet beluftningen bliver fanget af vinden i kammeret og indgår i den samlede prøve.

Det er forsøgt at vurdere komposten ved termofotografering af det oplagte materiale[47],[48]. Denne metode afslører tydeligt, hvor der er særlig aktivitet i materialet (høj temperatur), og hvor der er mindre aktivitet. Der er påvist en tydelig sammenhæng mellem temperaturen i overfladen af et biofilter og emissionen af TOC[49]. Der kan derfor også være en lignende sammenhæng mellem temperaturen og lugtemissionen. I et forsøg med kun seks målepunkter er en sådan sammenhæng påvist[50]. En helt ny dansk undersøgelse har anvendt termografi til udpegning af repræsentative område og på nogle arealer påvist en tydelig temperaturafhængighed[51]. Fremgangsmåden bør undersøges nøjere, da den kan bidrage til at begrænse antallet af prøver. Hvis prøverne udtages under de rette forudsætninger, kan bestemmelse af lugtemission have stor værdi.

Generelt er der ikke et klart valg af metode, og formålet med den enkelte vurdering skal man gøre sig klart før måling planlægges. Det kan være vanskeligt - eller måske endda umuligt - at finde den sande værdi for lugtemissionen. Det er derimod muligt at lave sammenlignende undersøgelser, hvis prøverne udtages og analyseres på samme måde. Derved elimineres andre forskelle end den, man ønsker at undersøge, og resultaterne angiver derfor en evt. forskel. Det kan anvendes ved dokumentation af effekten af ændrede metoder, rensning etc.

Hvis målinger skal danne grundlag for en acceptabel vurdering i reguleringssammenhæng, skal metoderne udvikles yderligere og valideres, så man kan opnå reproducerbare resultater tæt på ”den sande værdi”.

I Holland er tre metoder vurderet[52], og deres anvendelsesmuligheder er sammenfattet i nedenstående tabel 6.

Tabel 6 Oversigt over metoders anvendelse i Holland[52]

Vi har ikke fået oplyst, om der er en kritisk vindhastighed, der afgør anvendelse af emhætte i stedet for vindtunnel. Det anføres imidlertid, at det bør undersøges, om vindtunnel kan anvendes på beluftede overflader[52]. Et institut i Holland anvender afdækning af store afsnit af beluftede overflader og udtager prøver i afgangen fra afdækningen[53].

I en dansk undersøgelse er emhætten og vindtunnelen sammenlignet på fire forskellige kompostmiler i tre forskellige aldre. Der var ingen statistisk signifikant forskel på de to metoder i denne undersøgelse[51].

5.1.4 Måledata fra forskellige anlæg i Danmark

Der er foretaget en række målinger på åbne arealkilder med de ovennævnte metoder. Mange parametre har betydning for de emissioner, der måles på anlæggene. Nogle af disse parametre kan være betinget af den anvendte metode, andre parametre er betinget af forhold som vejret og processen på anlægget, som beskrevet tidligere i rapporten.

I tabel 7 ses nogle af de senere års måleresultater fra forskellige anlæg i Danmark.

Tabel 7. Måleresultater fra udvalgte anlæg i Danmark.

* Før, under og efter refererer til milevendinger

Det er på baggrund af ovenstående lugtemissionsmålinger ikke muligt at vurdere de forskellige målemetoder i forhold til hinanden i relation til de netop omtalte fordele og ulemper. Der er tale om betydelige variationer i lugtemissionerne, hvilket kan skyldes flere faktorer.

For det første er der tale om forskellig praksis i forhold til bestemmelse af kildestyrken (de anvendte metoder er beskrevet tidligere i kapitlet). Forskellene indenfor samme anlægstype er dog ikke nødvendigvis metodisk betinget, der kan være tale om forskel i affaldets sammensætning og oprindelse. Desuden spiller milernes størrelse og selve anlæggets proceshåndtering en rolle for lugtemissionen.

Alle måleresultaterne i tabel 7 er fra relativt nye miler (0 – 7 dage gamle). Men en systematisk gennemgang af rapporter viser, at der generelt er stor forskel på milernes alder under de udførte målinger. Dette komplicerer en egentlig sammenligning af data, idet lugtemissionen aftager med milens alder, hvilket også er påvist i flere rapporter[54], [55]. Der er også påvist store forskelle i forhold til, hvor på milen lugtprøverne udtages. Den arealspecifikke lugtemission er således omkring en faktor to højere i toppen af milen i forhold til en tilsvarende måling på siderne[54]. Tilsvarende kan der opstå forskelle i lugtemission forårsaget af revner og sprækker i materialet, hvor varme og lugtstoffer lettere slipper ud.

For kompost- og slammineraliseringsanlæg udtages som regel prøver henholdsvis før, under og efter en milevending. I tabellen kan alle de anvendte metoder detektere forskelle i lugtemissionen i relation til disse driftsprocesser. Milevendinger giver ikke overraskende anledning til høje men kortvarige emissioner. Der er imidlertid store tidsmæssige forskelle på prøvetagningstidspunktet i relation til hændelsen ”efter milevending”.

5.1.5 Måling af lugtpotentiale

Væsker, som giver anledning til lugt, kan vurderes på en relativt simpel metode ved hjælp af et lugtpanel.

Ved metoden bestemmes et lugttal, TON (threshold odour number), ved at udføre et antal fortyndinger af en vandprøve og lade et hold panellister snuse til prøverne. TON defineres som det antal fortyndinger, der er nødvendige for at opnå en lugtfri blanding[56].

Lugttallet er ikke en absolut, veldefineret størrelse men afhængig af de deltagende panelister. Tallet kan imidlertid bruges som en indikation af vandets lugtpotentiale, og metoden kan evt. anvendes til regelmæssig kontrol på f.eks. et rensningsanlæg.

5.2 Måling i omgivelserne

5.2.1 OPFTIR

En teknik som nylig har fundet anvendelse i forbindelse med vurdering af lugtpåvirkning af omgivelserne er open-path Fourier transform infrared spektroskopi (OP-FTIR)[57]. En infrarød stråle sendes langs en strækning på op til én kilometer. Påvirkningen af stoffer langs strålen påvirker denne på en måde, der kan registreres. Registreringen kan omsættes til indholdet af forskellige stoffer.

Der opnås ikke et direkte mål for lugt, men hvis sammenhæng mellem lugt og enkeltstoffer kan opstilles, er der en god mulighed for at vurdere lugten langs strålen.

Metoden giver mulighed for at vurdere daglige variationer i anlæggets påvirkning af omgivelserne. Til direkte kontrol af, om anlægget er til gene for omgivelserne, kræves formodentlig en række studier af sammenhørende måleresultater og oplevelser i omgivelserne. Resultaterne kan næppe anvendes direkte i en spredningsberegning.

5.2.2 Snifferundersøgelser

I Belgien, Holland og Tyskland er det almindeligt at lave undersøgelser i omgivelserne med lugtpaneler[58]. Metoden muliggør en total vurdering af et anlægs påvirkning af omgivelserne[26], men det er ikke muligt at skelne mellem enkelte kilder. Metoden giver rimelige resultater men er ressourcekrævende.

Princippet i målingen er at gå rundt om anlægget fra en position nedstrøms for anlægget og ind mod anlægget. Startpositionen vælges, så der ikke kan registreres lugt. Hver gang lugt registreres, markeres det på et kort. Efterfølgende kan lugtpåvirkningen optegnes. Den længste afstand, hvor lugt kan erkendes kaldes ”Maximum distance of odour perception”. Med kendskab til denne afstand og de meteorologiske data under målingen kan den totale lugtemission beregnes i ”sniffing units per second”. Metoden illustreres i figur 9.

Figur 9 Snifferundersøgelse i ved et rensningsanlæg[59]

Metodens fordel er, at den i princippet beskriver sandheden for den valgte måleperiode. Hvis anlægget er i repræsentativ drift, opnås et godt grundlag for at vurdere anlæg af samme størrelse. I et vist omfang kan man beregne lugtpåvirkningen per ton eller per kvadratmeter og bruge tallene for andre anlæg. En erfaring fra Belgien viste dog, at med et begrænset antal resultater var det ikke muligt at skelne mellem forskellige aktiviteter, som ellers giver væsentligt forskellige lugtemissioner[26]. I den samme undersøgelse blev der også udført direkte olfaktometriske målinger af emissionen, og disse resultater viste tydelige forskelle mellem forskellige aktiviteter.

Metoden er anvendt i Danmark med modifikationer i en enkelt undersøgelse til belysning af lugtemissionen fra vending af kompostmiler[60]. Panelister gik på udvalgte dage mod vinden og mod pladsen og søgte den afstand, hvor lugtkoncentrationen i gennemsnit over et minut skønnedes at være 1 LE/m³.

5.2.3 Elektroniske næser

Elektroniske næser er på vej frem i arbejdet med lugtproblemer. Erfaringerne er af nyere dato, og især anvendelse i områder med sammensatte og varierende lugte er stadig under udvikling. De elektroniske næser kan med det nuværende stade skelne gode og dårlige lugte fra hinanden i veldefinerede sammenhænge, hvor lugtene ikke varierer meget[61]. Endnu er de fleste anvendelser beskrevet for situationer, hvor lugtkoncentrationerne er forholdsvis høje. Afhængig af lugttypen kan en elektronisk næse anvendes i koncentrationsområder ned til 200-500 OU/m³.

Elektroniske næser består af et antal sensorer, der giver et signal, som både beskriver styrke og art af lugten. Ved hjælp af computerbaseret signalbehandling kan næsen give en éntydig værdi for lugten.

Elektroniske næser er anvendt til vurdering af lugt fra kompostering, bl.a. til lugtovervågning på et lukket komposteringsanlæg[62]. Der foregår intensive forrådnelsessprocesser i et fuldkommen lukket anlæg, der ventileres over et biologisk rensesystem (biovaskere og biofiltre).

Næsens signaler blev kalibreret med olfaktometriske analyser af luftprøver med et acceptabelt resultat i området mellem 400 og 4.000 LE/m³.

Styrken ved den elektroniske næse er, at den kan vise et meget varierende emissionsmønster, som ikke kan identificeres med få olfaktometriske analyser. I det nævnte eksempel kunne det varierende mønster forklares ved f.eks. indfødning og vending af materialet, som foregik i et bestemt mønster. Tilsvarende blev det afsløret, at kortvarige afbrud i belufningen af materialet førte til fald i lugtemissionen. Dette fald blev fuldt af en stigning til over gennemsnitsniveau, når beluftningen blev startet igen. Mønsteret var meget regelmæssigt. Konklusionen var, at man skal tilstræbe en meget regelmæssig beluftning.

Også udelufttemperaturens indflydelse på koncentrationen i luften fra rådneprocessen kunne følges. Lugtemissionen fulgte udelufttemperaturen meget regelmæssigt med skiftende nat- og dagtemperaturer. Over en periode på tre dage var koncentrationen ca. 16.000 OU/m³, når temperaturen var højest, og kun ca. 9.000 OU/m³ ved de laveste temperaturer.

De beskrevne resultater viser, at olfaktometriske stikprøvemålinger er stærkt afhængig af det valgte prøvetidspunkt.

Den samme elektroniske næse er anvendt på et åbent komposteringsanlæg[63]. Den er bl.a. anvendt ved kompostering af slam fra rensningsanlæg. Den elektroniske næse hævdes at kunne erstatte olfaktometrisk måling med et hold panelister, som registrerer lugten i omgivelserne. Det vil imidlertid kræve væsentligt lavere detektionsgrænser end de før nævnte.

Der kan tages prøver i hver af fire prober med ned til 5 minutters varighed. De fire prober blev anbragt 0,5 meter over kompostmilernes øverste kant i milernes hjørnepunkter samtidig med registrering af meteorologiske data. Næsens resultater blev kalibreret ved hjælp af olfaktometriske analyser.

Emissionsmønsteret for en uge viste sig at være noget varierende, og spidserne var angiveligt sammenfaldende med lugtoplevelser på tre områder i omgivelserne.

Målingerne kan bruges ved beregning af, hvornår gener vil opstå i omgivelserne[64]. Ved hjælp af en model til spredningsberegning er det beregnet, hvor stor emission fra de fire målepunkter, der skal til, før uacceptable koncentrationer opstår hos naboerne. Denne viden kan f.eks. anvendes til at igangsætte et lugtreduktionssystem (overrisling) eller på anden måde advare medarbejderne på komposteringsanlægget om de potentielle gener.

Den elektroniske næse kan bedre end olfaktometriske analyser af udtagne prøver anvendes ved kortlægning af emissionen over et større areal, da man kan analysere mange punkter på relativt kort tid.

Disse muligheder rummer et stort potentiale, men det bør fremhæves, at ved skiftende lugttyper fra komposten kan den elektroniske næse risikere at gå meget fejl af både karakter og styrke. Det kan afhjælpes ved at indbygge et stort bibliotek med forskellige lugte i næsen. Men det kræves også, at næsen er i stand til at skelne mellem mange forskellige lugte. Det stiller krav til sensorsystemet, som oftest består af kun få sensorer og derfor ikke er særligt følsomt. Et nyt, danskudviklet system bruger flere sensorer og angives at være mere følsomt end andre systemer[61].

Helt nyt brochuremateriale[65] nævner, at detektionsgrænsen er 15-30 OU/m³. Det er en væsentligt lavere detektionsgrænse end angivet andre steder, men den er alligevel ikke egnet til målinger hos naboerne, hvor grænseværdierne er i størrelsesorden 5-10 OU/m³.

Samtidig er den elektroniske næses anvendelighed til direkte registrering af lugtkoncentrationer afhængig af den samtidige olfaktometriske bestemmelse af lugtkoncentrationen. Dermed er den elektroniske næses resultater ikke bedre end de olfaktometriske målinger, som den er kalibreret overfor.

5.3 Måling af indikatorstoffer

Lugtanalyser giver uden tvivl det rigtigste billede af lugtemissioner og dermed de bedste muligheder for at vurdere koncentrationerne og generne i omgivelserne[25], da lugt kan skyldes en blanding af mange stoffer i ganske små mængder. Lugtanalyser er imidlertid tidskrævende og forholdsvis dyre, og derfor er det i flere sammenhænge forsøgt at korrelere koncentrationen af flygtige stoffer med lugten gennem f.eks. gaschromatografiske analyser. Denne korrelation er dog ikke bedre end kvaliteten af lugtanalyserne, og derfor skal disse foretages omhyggeligt, inden man evt. anvender registrering af indikatorstoffer.

Lugt fra fremstilling af vækstmedium til svampedyrkning (foregår ved kompostering) er godt korreleret med svovlbrinte og dimethylsulfid[66], og lugten fra gylle angives at have god sammenhæng med svovlbrinte og 4-methylphenol.

Svovlbrinte angives af flere at være et anvendeligt indikatorstof for lugten fra spildevandsanlæg[67], men der er ikke enighed om dette[68]. University of Cranfield har udviklet en beregningsmodel, der tager højde for hele forløbet ved lugtgeners opståen: Dannelse af lugtmolekyler i vandet, overførsel til luften, transport til omgivelserne og registrering af naboerne[67].

Input til modellen er koncentrationen af H₂S i vandet. Selvom H₂S ikke er den perfekte indikator på lugt, er den indtil videre den bedst kendte. Modellen arbejder med de kemiske reaktioner, der fører til dannelse og omsætning af H₂S, og genererer emissionsdata (emission af H₂S) til input i en spredningsmodel.

Regneeksempler viser, at de primære sedimentationstanke er klart dominerende sammen med indløbskanalerne.

Varierende tilgang af spildevand giver varierende dannelse af svovlbrinte og lugt, og modellen kan tydeligt illustrere, hvad det betyder for lugtvurderingen. Emissionerne varierer meget, og belastningen af omgivelserne varierer dermed. Lugtmålinger kan ikke give den samme tidsmæssige opløsning – prøvetagningstidspunktet er meget vigtigt.

Varierende vind giver anledning til store variationer, idet høje vindhastigheder øger emissionen. Til gengæld er spredningen bedre. Hvis den konstante emission bestemmes i en situation med høj vindhastighed, vil det føre til overestimering af lugtpåvirkningen. Modelberegninger illustrerer forskellen mellem at anvende en konstant emission og en variabel emission. Den estimerede lugtpåvirkning når ca. dobbelt så langt ud i det første tilfælde.

Kendskabet til, hvilke stoffer der dannes (se f.eks. afsnit 3.1.3) giver en potentiel mulighed for at vurdere lugten gennem analyse af få enkeltstoffer. I princippet kunne den samme mulighed udnyttes i omgivelserne, men det kræver en undersøgelse af, om koncentrationsniveauerne i omgivelserne kan bestemmes analytisk.

Hvis det er muligt at bestemme et egnet indikatorstof i læsiden af kilden i flere punkter med samtidig måling af vindhastighed kan lugtemissionen bestemmes på den måde. Måling af enkelstoffer med f.eks. kontinuerte monitorer kan være enklere end lugtanalysen, og der kan derfor opsamles flere sæt værdier. Denne mulighed er dog afhængig af, om der er interfererende kilder i luvsiden.

Lugtemissionen pr. arealenhed kan beregnes af:

hvor               M = Netto ppm indikatorstof = indikatorstof_(læ) – indikatorstof_(luv)

C = Forholdet lugt/indikatorstof: 1 ppm indikatorstof = C_lugt (LE/m³)

V_s = Vindhastighed (m/s)

A_proj (m²) = Det lodrette, projicerede areal i læsiden

A_kompost (m²) = Areal af den undersøgte kompost

5.4 Registreringsmetoder

Det hidtil mest brugte værktøj til vurdering af lugt i omgivelserne er spredningsberegning på basis af emissionsdata. Målemetoder til bestemmelse af emissionen rummer som beskrevet i foregående afsnit mange tekniske udfordringer, og kvaliteten af de indsamlede data kan derfor diskuteres.

Det kan desuden hævdes, at målinger inden for et overkommeligt antal ikke er i stand til at dække alle de situationer, som forårsager gener. Emissionerne varierer over tiden, men de betragtes som konstante i spredningsberegninger[67]. Variationerne kan både skyldes normale driftsvariationer og særlige uheld.

Den usikkerhed, der således er omkring de mulige målemetoder, betyder, at der ofte ikke bliver taget fat om problemerne, før naboklager via myndighederne lægger pres på anlægget. Ofte skyldes det ikke, at problemet underkendes, men i højere grad at virksomheden ikke ser mulighederne for at opnå en form for ”enighed” mellem naboer, myndigheder og virksomhed[69]. Derfor er man ikke klar over hvordan man skal gribe problemerne an.

Kontakten til omgivelserne og informationer fra personalet udnyttes ikke nok. Tværtimod kan f.eks. meddelelser om, at der nu er lavet forbedringer på anlægget til bekæmpelse af lugtproblemer skabe en forventning, som forårsager en opmærksom og ”overfølsom” naboskare, der koncentrerer sig om at registrere forbedringerne. Det kan resultere i stadige lugtoplevelser og evt. fortsatte klager, selvom der faktisk sker forbedringer[70]. Det er vigtigt at være tydelig med sit budskab og fremhæve, at selvom en grænseværdi overholdes efter de foretagne forbedringer, kan der lejlighedsvis forekomme lugt og endda over grænseværdien, hvilket måske opleves som en gene.

Nye erfaringer med to alternative metoder til bekæmpelse af lugtgener i omgivelserne beskrives i det følgende.

5.4.1 Inddragelse af naboer og medarbejdere

I England er driftstilladelser ofte betinget af ”ingen lugt ved skel eller ved nærmeste nabo”. Da man har erkendt, at de måletekniske muligheder ikke altid giver det rigtige billede af generne, har man i Yorkshire valgt en anden strategi for det lokale vandrensningsanlæg.

Kontakten til omgivelserne og informationer fra personalet udnyttes i højere grad end hidtil. En tæt kontakt til naboerne opfattes som en forudsætning for, at kommunikationen fra anlægget virker troværdig. Kommunikationen skal dreje sig om noget, som naboerne kan forstå og evt. selv bidrage til.

For at sikre sig en dialog, der afspejler de faktiske forhold, kan det være nødvendigt at opfordre naboerne til at rapportere, før der bliver grund til at klage. Mangel på klager svarer ikke nødvendigvis til, at der ikke er lugtgener. Det afhænger meget af naboernes indstilling til virksomheden og troen på, at klager hjælper. Det kan også forklares med en generel ”tålmodig” holdning hos naboerne, og vandrensningsanlægget er sandsynligvis også umuligt at lukke. Manglen på klager kan få virksomheden til at tro, at alt er i orden, indtil den dag, hvor ”bægeret flyder over”. Og da har man skabt en vanskelig situation.

Det er vigtigt at skelne mellem ”klagehåndtering” og ”klagestyring”. Klagehåndtering er en metode til at stille klagerne tilfredse igen (undskyldninger, kompensation etc.), hvor klagestyring søger at udnytte informationerne. Der kan f.eks. udnævnes særlige naboer, som skal føre dagbog. Dermed opnås informationer om de ”små” hændelser, som ikke er egentlige gener, men som er symptomer på uhensigtsmæssige forhold.

Personalet på anlægget er en anden vigtig kilde til informationer, fordi de opdager hændelser hurtigt og kan nå at gribe ind. Kendskab til hændelser kan desuden være med til at forklare evt. klager og registreringer hos naboerne. Ansatte skal opmuntres til at registrere relevante hændelser og erfaringer. De skal vide, at deres indsats værdsættes og anvendes. Derfor skal der være et system til registrering af informationer.

For at udnytte disse oplysninger er der udviklet en metode, som kan beskrives som ”udpegning af risiko områder”. Det involverer beskrivelse af risiko områder i omgivelserne, hvor lugtgener kan vurderes målt i styrke og frekvens. Alle parter på området skal bidrage til beskrivelse af et område (naboer, der rapporterer gener – ansatte, der beskriver hændelser – meteorologisk overvågning, der relaterer hændelser til gener).

Data opsamles i et datasystem, så informationerne bevares, også når f.eks. personale udskiftes. Ved hjælp af databasen kan særlige kilder til gener i særlige områder identificeres. Når kilden er identificeret, kan der gribes målrettet ind. Når klagerne er sat i system, kan der tages hurtig aktion på dem.

Anvendelsen af dette princip er sat i system hos Yorkshire Water Services Ltd., der angiveligt har stor succes med det. Resultaterne er imidlertid ikke publiceret og beskrivelsen af princippet er fra september 2003[70].

Erfaringer fra komposteringsanlæg i Europa, der har stået overfor lukning på grund af hyppige lugtklager fra naboerne, viser at åbenhed og inddragelse af naboer og myndigheder er væsentlige forudsætninger for, at regulære tiltag til minimering af lugten også vil have den forventede effekt[69].

På et konkret anlæg i Tyskland blev tekniske tiltag suppleret med en nabostrategi. En nabokoordineringsgruppe var i tæt dialog med anlægget, myndighederne og en rådgiver og skulle finde måder at håndtere problemerne på. Medlemmerne af koordineringsgruppen sørgede for registrering og indmelding til anlægget i forbindelse med lugtgener, og anlægget sørgede for at holde gruppen orienteret om tiltag og ændringer på anlægget.

Gennem arbejdet med de tekniske forbedringer er der skabt en meget større forståelse for anlæggets aktiviteter, og anlægget er blevet mere bevidst om de særligt problemfyldte aktiviteter.

5.4.2 Beregning af lugten her og nu

Kontinuert beregning af lugten er et nyt koncept, som er på vej til afprøvning i Danmark. Konceptet frigør sig ikke fra emissionsmålinger, men søger at udnytte dem på en mere proaktiv måde69.

På trods af usikkerhederne primært knyttet til udtagning af lugtprøver fra arealkilder, viser erfaringer, at koncentrationsbestemmelse af lugten fra virksomhedernes aktiviteter er et godt redskab i forbindelse med håndtering af klagesager.

De fleste naboer forholder sig ikke til lugtstyrken, hvis de først har oplevet lugten som generende. Det giver derfor ikke markant bedre forhold i omgivelserne at reducere lugten til det halve eller en tredjedel. Det er derfor vigtigt at forhindre lugten og at være åben om evt. tiltag. Lugtforudsigelsen er et led i en strategi, hvor der tages fat om lugtproblemerne på flere fronter. En sådan strategi giver erfaringsmæssigt de bedste resultater[69].

En lugtkortlægning og beregning af lugtspredning fra et anlæg skal følges op med tæt dialog mellem alle involverede parter om lugtgenernes karakter og styrke. Det kan være en fordel at udforme en nabo- og mediestrategi samt en gennemgang af anlæggets driftsrutiner herunder driftsoptimering af processerne.

Lugtspredningen beregnes i Danmark oftest med spredningsmodellen OML-MULTI, der estimerer lugtpåvirkningen af omgivelserne ud fra lugtprøver og reference meteorologiske data (se afsnit 5.6). Metoden anvendes oftest sammen med en koncentrationsbestemmelse i forbindelse med påbud, håndtering af klagesager eller til at få et overblik over de enkelte kilders emissionsbidrag.

Det samme princip, som anvendes i OML-MULTI, kan udnyttes til en proaktiv beregning af spredningen af lugt fra et givet anlæg. Koncentrationsbestemmelse af lugten fra forskellige aktiviteter på anlægget er stadig basis for beregningen, men forskellen er, at lokale og aktuelle data anvendes.

På flere komposteringsanlæg i Tyskland har man opsat et moniteringssystem til indsamling af meteorologiske data fra en vejrstation opstillet på den enkelte virksomhed[69]. Efterfølgende gennemføres øjeblikkelig beregning af lugtens spredning fra anlægget ud fra emissionsværdier fastlagt for alle betydende aktiviteter og de faktiske meteorologiske forhold.

Vejrstationen måler vindretning, vindstyrke samt turbulens og sender data til en almindelig computer på driftskontoret. Et beregningsprogram beregner 10 minutters middelværdier for vindhastighed- og retning. En spredningsmodel udnytter de aktuelle vejrdata og lugtemissionen fra de enkelte aktiviteter på anlægget og beregner spredningen på et givet tidspunkt. Spredningen af lugtfanen vises som et grafisk billede ud fra et kort over virksomheden og omgivelserne.

Mulighederne i systemet er bl.a. at evt. klager kan sandsynliggøres, da man til ethvert tidspunkt kan få overblik over lugtsituationen. Data kan genfindes i en database, og man kan dermed få sandsynliggjort, om anlægget har overskredet de givne lugtgrænser. Ligeledes vil man kunne vurdere, hvorvidt naboer har været udsat for lugt i en koncentration der må forventes at kunne give anledning til gener.

En anden væsentlig mulighed er, at anlæggets driftsmedarbejdere kan agere umiddelbart på en visning af store lugtkoncentrationer i omgivelserne og evt. indstille visse aktiviteter eller starte overrislingsanlæg eller andet.

I bl.a. Tyskland kalibreres moniteringssystemet ved hjælp af lugtpanel i omgivelserne. Derved får man et mål for lugten, der hvor problemerne opstår, nemlig hos naboerne. Ved at inddrage både naboer og myndigheder i opsætning og kalibrering af systemet vil man kunne opnå en større forståelse for problematikken omkring lugt fra anlægget.

Et komposteringsanlæg i Danmark er ved at få opstillet et sådant system. Ved denne installation kobles systemet sammen med et driftskontrol program, der kan håndtere mængder og aktiviteter på anlægget. Lugtfanen, der vises på skærmen på ethvert tidspunkt, afspejler de aktiviteter og mængder, der er på pladsen.

På dette anlæg skal der udføres kalibreringer med lugtpaneler i anlæggets omgivelser. Formålet er at vurdere, om moniteringssystemet giver et billede, der svarer til de reelle lugtoplevelser. Man forholder sig således kritisk til de emissionsfaktorer, der er anvendt i beregningerne og kan evt. ændre dem.

5.4.3 Lugtforudsigelser

Vejrprognoser kan anvendes på samme måde som aktuelle meteorologiske data og således give mulighed for at tilrettelægge driften under hensyntagen til mulige lugtgener i særlige områder. Ved tilkobling af en vejrudsigt, kan man foretage både ugentlig og daglig planlægning af driften efter forventninger til lugtens spredning fra de enkelte anlægsdele.

Det er således muligt i højere grad at tilrettelægge driften, at forudse uheldige situationer hvor naboer kan blive generet af lugt, og det er muligt at tage højde for ugunstige vejrforhold i den daglige drift. Dette er et skridt imod, at driftslederne tilpasser driften til de aktuelle forhold, hvilket må formodes at resultere i en reduktion af antallet af lugtgener i omgivelserne[69].

5.5 Lugtemission i relation til OML-modellen

Spredning af lugt beregnes med spredningsprogrammet OML-MULTI, idet der skal foretages en korrektion for omsætning til korttidsværdier (fra time middelværdier til f.eks. ét-minuts middelværdier). For punktkilder har Miljøstyrelsen fastsat faktoren v60. Danmarks Miljøundersøgelser anbefaler en mindre værdi for arealkilder[45].

Den rigtige korrektionsfaktor til arealkilder kendes endnu ikke, og der er ikke lavet detaljeret arbejde herom i Danmark. Faktoren er mindre end for punktkilder, hvilket skyldes, at ”røgfanen” fra en flad kilde ikke har så stor vertikal bevægelse som fanen fra en punktkilde[45]. I Australien anbefales korrektionsfaktorer mellem 1,9 og 2,5 for arealkilder[41].

Modellen tager ikke højde for temperaturen i kompostmiler eller -madrasser. Ligeledes indgår den vindafhængige lugtemission fra arealkilder heller ikke direkte i OML-MULTI. Den kommercielle model kan arbejde med en fastlagt emission, der antages at gælde hele tiden. Lugtemissionen er imidlertid delvis afhængig af vindpåvirkningen. Det er ifølge Danmarks Miljøundersøgelser både relevant og muligt at indarbejde disse faktorer i det nuværende system.

5.5.1 Eksempler på spredningsberegninger

Til illustration af OML-MULTI’s resultater er der foretaget beregninger med lugtemissioner, der er bestemt på hver af tre forskellige måder og vist i tabel 8. For hver metode er det antaget, at lugtkoncentrationerne netop var over detektionsgrænsen på 50 LE/m³. Denne værdi er brugt som beregningsparameter i en række teoretiske OML-beregninger. Forskellige scenarier, hvor størrelsen af arealkilden varierer, indgår i beregningerne. Der er ikke anvendt en korrektionsfaktor i beregningerne.

Kildestyrkebestemmelsen (omregningen fra lugtkoncentration til lugtemission) varierer i de tre metoder - læ-/luvside, statisk flukskammer og vindtunnel. Der er anvendt et rektangulært receptornet til beregningerne.

Tabel 8 Oversigt over OML-beregningsresultater

*Arealerne er opdelt i mindre arealer ved beregningen

Emissioner bestemt ved læ-/luvside metoden kan resultere i immissionsværdier (99 percentiler), der er højere end den koncentration, der er målt i læsiden, hvilket kan forekomme ulogisk. Men lugtkoncentrationen måles som en gennemsnitskoncentration i et tværsnitsareal vinkelret på vindretningen i kildens læ luvside, mens den beregnede immission angives for punkter, typisk 1,5 meter over jorden.

OML-MULTI anvender vejrdata fra et helt år, og den målte kildestyrke bliver også sammenstillet med vindhastigheder, som ikke svarer til situationen under målingen. Det er med til at forklare de tilsyneladende ulogiske resultater. Endelig beskriver de angivne 99 percentiler næppe situationen i prøvetagningsøjeblikket.

Beregningerne illustrerer et kardinalpunkt i kritikken af emissionsmålinger og spredningsberegninger. Selvom analyseresultatet er på detektionsgrænsen, kan kun to af de tænkte situationer leve op til kravene om 5-10 LE/m³.

Kun med det statiske flukskammer kan man bestemme en tilstrækkeligt lav specifik lugtemission til netop at ”frikende” en arealkilde i 25 meters afstand. Men netop det statiske flukskammer kræver en vis udgående luftstrøm og medtager ikke vindens påvirkning. For svagt lugtende arealer (næsten færdigt komposteringsmateriale) er der imidlertid sjældent udgående luftstrøm, og vindens påvirkning er derfor væsentlig.

Derfor må det konkluderes, at der ikke eksisterer en metode, der kan dokumentere, at vilkår på 5-10 LE/m³ overholdes tæt på kilden. 450 meter fra kilden er ingen af metoderne begrænset af lugtanalysens detektionsgrænse.

Fodnoter

^[h] Vi vurderer, at det ikke tjener denne rapports formål at gå i detaljer med disse tiltag.

| Forside | | Indhold | | Forrige | | Næste | | Top |

Version 1.0 December 2007, © Miljøstyrelsen.