| Til bund | | Forside |

Arbejdsrapport fra Miljøstyrelsen Nr. 11, 2008

Afbrænding af lettere forurenet træaffald i fyringsanlæg på fx møbelfabrikker

Indholdsfortegnelse

Forord

Sammenfatning og konklusioner

Summary and conclusions

1 Definition af lettere forurenede trærester

• 1.1 Materialer i træ- og møbelindustrien
  • 1.1.1 Massivt træ
  • 1.1.2 Limtræ
  • 1.1.3 Lamineret træ
  • 1.1.4 Finer
  • 1.1.5 Spånplade
  • 1.1.6 MDF-plade
  • 1.1.7 Træfiberplade
  • 1.1.8 Plastlaminat
  • 1.1.9 Folie
  • 1.1.10 Lak og pigmenteret lak
  • 1.1.11 Limtyper
  • 1.1.12 Brandhæmmende materialer
  • 1.1.13 Andre stoffer og materialer
• 1.2 Definition af lettere forurenet trærester:
  • 1.2.1 Positiv liste
  • 1.2.2 Negativ liste
  • 1.2.3 Øvre grænse for indholdet af lim

2 Oversigt over danske fyringsanlæg

• 2.1 Fyringsanlæggenes størrelse
• 2.2 Installationsår
• 2.3 Beskrivelse af træfyringsanlæggene
  • 2.3.1 Varmtvandskedler
  • 2.3.2 Indfyringsarrangement
  • 2.3.3 Installation af anlægsmålere
• 2.4 Brændsel
  • 2.4.1 Sammensætning
  • 2.4.2 Salg eller køb af brændsel
  • 2.4.3 Danske eller udenlandske spån- og MDF-plader
  • 2.4.4 Overfladebelægning af træ
  • 2.4.5 Brændselsanalyser

3 Udenlandske regler

• 3.1 Tyskland
  • 3.1.1 Regler for små fyringsanlæg mindre end 1 MW
  • 3.1.2 Regler for større fyringsanlæg, på mellem 1 MW og 50 MW
• 3.2 Østrig.
  • 3.2.1 Grænseværdier for træfyrede dampkedelanlæg
• 3.3 Holland
• 3.4 Sverige
• 3.5 Danmark

4 Nyere emissionsmålinger

• 4.1 Støv, CO og NO_x
• 4.2 Dioxin og PAH

5 Eksisterende emissionsbegrænsende foranstaltninger

• 5.1 Multicyklon
• 5.2 Posefilter
• 5.3 Ingen rensning
• 5.4 Emissionsmålinger på eksisterende fyringsanlæg
  • 5.4.1 Emissionsforhold ved rensning i multicyklon
  • 5.4.2 Emissionsforhold ved rensning i både multicyklon og posefilter

6 Muligheder for bedre emissionsbegrænsende foranstaltninger

• 6.1 Forbedringer i nye anlæg i de sidste årtier
• 6.2 Rensningsforanstaltninger
  • 6.2.1 Partikelrensning
  • 6.2.2 NO_x rensning
• 6.3 Grundprincipper for forbrænding af træ
• 6.4 Emissioner
  • 6.4.1 Partikulær emission
  • 6.4.2 Betydningen af brændslets kemiske sammensætning
  • 6.4.3 Fugtighedens betydning
  • 6.4.4 Brændslets kornstørrelse
  • 6.4.5 Luftoverskud og luftfordeling
  • 6.4.6 Dioxiner
  • 6.4.7 Styring af forbrændingen
• 6.5 Video-overvågning af forbrændingen

7 Forslag til emissions-grænseværdier

• 7.1 Generelt
• 7.2 Emissioner ved forbrænding
  • 7.2.1 Indhold af C, O og H (kulstof, oxygen og hydrogen)
  • 7.2.2 Indhold af N (kvælstof)
  • 7.2.3 Indhold af Cl (klorid)
  • 7.2.4 Indhold af S (svovl)
  • 7.2.5 Indhold af øvrige stoffer
  • 7.2.6 Sammenfatning
• 7.3 Udenlandske grænseværdier for tilsvarende anlæg
• 7.4 Forslag til grænseværdier
  • 7.4.1 Partikler
  • 7.4.2 Carbonmonoxid (CO)
  • 7.4.3 Kvælstofoxider, NO_x
  • 7.4.4 Opsummering af grænseværdier for støv, CO og NO_x
• 7.5 Grænseværdier i Danmark for andre energianlæg

8 Forslag til emissionskontrol og driftskontrol mm.

• 8.1 Forslag til krav/vilkår til anlæg:
  • 8.1.1 Nye anlæg:
  • 8.1.2 Eksisterende anlæg
  • 8.1.3 Driftskontrol
  • 8.1.4 Journal

9 Forslag til bortskaffelse af aske

10 Referencer

Bilag A Brev til kedelleverandører

Bilag B Spørgeskema

Bilag C Forslag til afsnit til bekendtgørelse

Bilag D Røggasmængder og eksempler på emissioner

Forord

Denne rapport er resultatet af arbejde udført som rådgivning og bistand for Miljøstyrelsen omkring afbrænding af lettere forurenede trærester på fx møbelfabrikker. Efter at Biomassebekendtgørelsen er trådt i kraft, skal virksomhederne betale afgift ved forbrænding af resttræ, der indeholder mere en 1% limrester. Miljøstyrelsen har siden afgjort, at forbrændingen af resttræ skal reguleres efter affaldsforbrændingsdirektivet.

Reguleringen af afbrændingen af lettere forurenede trærester sker i øjeblikket i henhold til bekendtgørelse om affaldsforbrænding, idet der skal betales affaldsafgift for trærester med mere end 1% lim.

Projektet har undersøgt status på området både i Danmark og internationalt og derudfra foreslået nye regler for afbrænding af lettere forurenede trærester.

Projektet er udført af medarbejdere i dk-TEKNIK: Jesper Cramer (projektleder), Ole Schleicher, Lene Christensen, Knud Christiansen og Susanne Westborg.

Undersøgelsen af status på området er koordineret med Ikast Kommunes egen undersøgelse og Dansk Industris sideløbende projekt inden for branchen.

Vi vil gerne takke:

• Medlemmerne af følgegruppen: Jørn L. Hansen (Miljøstyrelsen), Thorkil Hoff Andersen (Dansk Industri), Niels Erik Nielsen (Jamo A/S) og Børge Dahl (Ikast Kommune) for det positive samarbejde.
• De mange virksomheder i træ- og møbelindustrien som har besvaret vores omfattende spørgeskema.
• De danske kedelproducenter, der har besvaret vores mange spørgsmål.

På grund af behovet for en klar definition af "lettere forurenede trærester" er denne nye aktivitet tilføjet den oprindelige opgavedefinition. I stedet er omfanget af undersøgelsen af nyere udenlandske målinger blevet nedprioriteret efter aftale med Miljøstyrelsen.

Det har været dk-TEKNIKs klare mål, at forslagene til nye regler på området både skulle sikre miljøet, være rimelige for virksomhederne og lette at administrere for både myndigheder og virksomheder.

September 2002

Jesper Cramer

dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ

Sammenfatning og konklusioner

Dette projekt har til formål at foreslå nye regler for afbrænding af lettere forurenede trærester med et limindhold større end 1%. Efter at Biomassebekendtgørelsen er trådt i kraft, skal virksomhederne betale afgift ved forbrænding af resttræ, der indeholder mere en 1% limrester. Miljøstyrelsen har siden afgjort, at forbrændingen af resttræ skal reguleres efter affaldsforbrændingsdirektivet.

Forslaget til nye regler på området har været baseret på:

• Regler gældende for andre brændsler
• Regler gældende i andre lande
• Miljømæssige aspekter
• Teknisk og økonomisk mulige rensnings- og styringsteknikker

Projektet har haft ni hovedaktiviteter:

1.      Definition af lettere forurenede trærester

2.      Oversigt over danske fyringsanlæg

3.      Udenlandske regler

4.      Nyere emissionsmålinger

5.      Eksisterende emissionsbegrænsende foranstaltninger

6.      Muligheder for bedre emissionsbegrænsende foranstaltninger

7.      Forslag til emissionsgrænseværdier

8.      Forslag til emissionskontrol og driftskontrol mm.

9.      Forslag til bortskaffelse af aske

Definition af lettere forurenede trærester

Vi foreslår følgende definitionen af lettere forurenede trærester:

Definitionen foreslås suppleret med en positiv liste og en negativ liste, dvs. en liste over materialer og indholdsstoffer, som enten må eller ikke må brændes i mindre fyringsanlæg.

Positiv- og negativlisterne foreslås at være åbne, således at de kan udvides i takt med eventuel nye viden om eksisterende eller ved introduktion af nye stoffer og materialer.

Oversigt over danske fyringsanlæg

Vores kortlægning af danske fyringsanlæg er sket ved kontakt til en række danske leverandører af kedelanlæg og et repræsentativt udsnit af danske træ- og møbelproducerende virksomheder, der fyrer med spåner fra bl.a. spån- og MDF-plader.

Vi har sendt breve ud til kedelleverandører med en række spørgsmål, ligesom vi har sendt breve ud til træ- og møbelproducerende virksomheder med spørgsmål inddelt i seks grupper:

1. Kedelanlæggets størrelse og alder
2. Selve kedelanlægget
3. Røggasrensning
4. Anlægsmålere
5. Eventuelle emissionsmålinger
6. Brændsel

Undersøgelsen af status på området er koordineret med Ikast Kommunes egen undersøgelse og Dansk Industris sideløbende projekt inden for branchen.

Undersøgelsens vigtigste resultater er:

De fleste anlæg har en størrelse mellem 0,5 og 1,5 MW indfyret effekt, og mere en halvdelen af anlæggene stammer fra før 1990.

Omkring 30 % af alle fyringsanlæggene har installeret en ilt-måler. Kun på enkelte nyere anlæg er der installeret en egentlig iltstyring til at optimere forbrændingen.

Ca. 19 % af anlæggene har installeret en CO-måler.

Omkring hvert tiende anlæg har installeret posefilter som supplerende rensning efter en multicyklon. Dette gælder udelukkende kedelanlæg, der er etableret i slutningen af 1990´erne og senere.

Udenlandske regler

Vi har undersøgt reglerne for afbrænding af træaffald i Tyskland, Østrig, Holland og Sverige. I Sverige findes ingen specielle krav. Med mindre forskelle i grænseværdier for støv, CO og NO_x behandles lettere forurenet træaffald i de andre lande som rent træ, dog med visse krav til anlægsudformning, drift, etc. og en højere grænseværdi for NO_x.

Nyere emissionsmålinger

Der er samlet en række emissionsmålinger fra danske anlæg, der fyres med trærester. Materialet er ikke særlig veldokumenteret. Det er vanskeligt at fremskaffe måleresultater, fordi der kun findes relativt få målinger.

Målingerne giver et meget broget billede af emissionerne med enkelte meget høje værdier for CO og NO_x. Flere målinger viser tydeligt, at selvom der brændes spånpladeflis eller pladerester, så er NO_x emissionen ikke nødvendigvis markant højere end ved forbrænding af rent træ.

Muligheder for bedre emissions-begrænsende foranstaltninger

Emissionsbegrænsende foranstaltninger kan principielt ske på to måde - enten ved rensningsforanstaltninger - eller ved bedre forbrændingsbetingelser, så der dannes og emitteres mindre mængder forurenende stoffer. En kombination giver det mest optimale resultat. Vi har vurderet mulighederne for at begrænse emissionerne af partikler, NO_x, CO og andre uønskede organiske forbrændingsprodukter.

Begrænsning af partikelemission

Partikelrensning er tidligere næsten altid sket med multicyklon anlæg, men i de senere år er posefiltre blevet standard også på små anlæg ned til 1 MW, for at emissionsgrænsen på 40 mg/m³ kan overholdes. Posefiltre er normalt meget effektive, og meget lave emissionsværdier kan opnås - normalt mindre end 10 mg/m³ og ofte også mindre end 1 mg/m³.

Posefiltre er væsentligt dyrere end multicykloner, både investeringsmæssigt og driftsmæssigt, idet poserne skal skiftes med nogle års mellemrum. Den eksisterende teknologi til partikelrensning vurderer vi til at være den optimale i forhold til de opstillede emissionsgrænseværdier.

Begrænsning af NOx-emission

Den eneste realistiske rensningsmetode for NO_x på mindre træfyrede anlæg er røggastilbageføring. På eksisterende anlæg vil det normalt være urealistisk at etablere røggastilbageføring, idet anlægget skal være dimensioneret til den større røggasmængde, der kommer i recirkulationskredsen.

Begrænsninger i CO-emissionen

Emissionen af CO og andre uønskede organiske forbrændingsprodukter hænger nøje sammen med forbrændingsbetingelserne dvs. brændselsstruktur, anlægsdesign og driftsbetingelser.

Krav til brændslet

Det er vigtigt, at det anvendte brændsel er nogenlunde homogent, og at det ikke indeholder meget store stykker træ, som er længe om at brænde. Brændslet må heller ikke blive for fint, med for meget fint savsmuld og pudsestøv. Det bedste er en blanding af fine og grovere partikler, som giver struktur, således at primærluften nemt kan passere jævnt igennem brændselslaget.

Krav til anlæggets opbygning og styring

Det er yderst vigtigt, at indfødningssystemet og forbrændingskammeret er indrettet til at brænde den type træ med det fugtindhold og den struktur, der anvendes.

Det anbefales, at alle anlæg - både nye og eksisterende - skal/bør være forsynet med iltmåling og automatisk styring og regulering af forbrændingsluftmængden, så konstant O₂-koncentration i røggassen kan opretholdes. Desuden bør indfødningen af brændslet på nye anlæg ske trinløst, og på eksisterende anlæg i den udstrækning, det er muligt at eftermontere. On/Off styring af indfødningen vil påvirke forbrændingens kvalitet mærkbart i negativ retning, men med iltmåling og -styring bliver effekten mindre, og bør accepteres på eksisterende anlæg, hvor trinløs regulering ikke er mulig.

Forbrændingsluften skal tilsættes på de steder (zoner), hvor der er behov for den. En dårlig luftfordeling kan give høje emissioner af CO, etc. og dårlig udbrænding, selv om den samlede luftmængde er korrekt.

Video-overvågning

Erfaringerne med videoovervågning af forbrændingsprocessen i anlæg med bevægelig rist er meget positive og benyttes på næsten alle affaldsforbrændingsanlæg og på mindst to fjernvarmeværker. Et kamera placeret over risten vil kunne afsløre mange "forbrændingsfejl" og give både virksomheden og anlægsleverandøren vigtig viden om årsagen til eventuelle problemer og mulighederne for at løse dem og optimere anlæggets design og styring.

Forslag til emissions-grænseværdier

Vi foreslår følgende grænseværdier i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

Forslag til emissionskontrol og driftskontrol mm.

Vi foreslår disse regler for emissions- og driftskontrol:

AMS: (Automatisk Målende System)

Vi har desuden foreslået andre krav og vilkår til anlæggene, fx:

• Anlægsudformning, der tager hensyn til brændslets struktur
• Anlæggets størrelse, der er tilpasset energibehovet
• Driftskontrol og dokumentation
• Journal-føring

Der er mindre forskelle mellem reglerne for nye og eksisterende anlæg.

Forslag til bortskaffelse af aske

Asken fra forbrænding af lettere forurenet trærester vil have en sammensætning, der er sammenlignelig med aske fra forbrænding af rent træ. Asken fra anlæg, der er omfattet af de foreslåede krav, vil derfor kunne bortskaffes efter reglerne for aske fra forbrænding af rent træ i Bioaskebekendtgørelsen.

Summary and conclusions

The object of this project is to propose new regulations for the burning of minor contaminated wood residues with a content of glue higher than 1%. According to the present regulations the burning of waste wood with a content of glue higher than 1% is imposed with a duty. Moreover the Danish Environmental Protection Agency has settled that the burning of waste wood must follow the EU Directive on Waste Incineration.

The proposal of new regulations in this field is based on:

• Regulations for other fuels
• Regulations in other countries
• Environmental aspects
• Technical and economical available cleaning and control techniques.

The project has had nine main activities:

1.      Definition of minor contaminated wood residues

2.      Survey of Danish boilers firing minor contaminated wood residues

3.      International regulations

4.      Resent measurements of emissions

5.      Existing emission control equipment

6.      Prospects for better emission control

7.      Proposal of emission limits

8.      Proposal of emission control and inspection of operation

9.      Proposal of disposal of ash

Definition of minor contaminated wood residues

We suggest the following definition of minor contaminated wood residues:

We suggest that this definition is supplemented by a positive and negative list, i.e. a list of materials and substances that either may or must not be burned in smaller boilers.

It is suggested that the positive and negative lists are open for extensions due to new knowledge about existing or introduction of new substances and materials.

Survey of Danish boilers firing minor contaminated wood residues

Our survey of Danish boilers firing minor contaminated wood residues is based on contact to a number of manufactures of boilers and companies representing the Danish wood and furniture industries firing i.e. chips from chip and MDF boards.

We have sent letters to boiler manufactures with a number of questions, and we have sent letters to wood and furniture industries with questions in six categories:

1.      Capacity and age of the boiler

2.      Plant structure

3.      Flue gas cleaning

4.      Measuring equipment

5.      Measurements of emissions

6.      Fuel

The survey has been coordinated with parallel surveys conducted by the local authorities of Ikast and The Confederation of Danish Industries.

The most important results are:

Most of the boilers have a capacity between 0.5 and 1.5 MW input effect, and more the 50% of the boilers has been installed before 1990.

Approximately 30% of the boilers are equipped with an Automatic Measuring System (AMS) for oxygen. Only few newer boilers are equipped with oxygen control for combustion optimisation.

Approximately 19% of the boilers are equipped with a AMS for carbon-monoxide (CO).

Only 10% of the plants have installed a bag filter as a supplement to a multi-cyclone. The plants with bag filter are all installed after 1990.

International regulations

We have examined the regulations of the burning of wood waste in Germany, Austria, The Netherlands and Sweden. Sweden has no special regulations. With only smaller differences in emission limits of dust, CO and NO_x these countries treats minor contaminated wood residues like virgin wood, although there is certain requirements to plant structure, operation, etc. and higher emission limits for NO_x.

Resent measurements of emissions

There are a number of measurements of emissions from Danish boilers fired with wood waste. The data is not very well documented. It is difficult to provide measuring results, because the total number of measurements is few.

The measurements show a confused picture of the emissions with single very high values for CO and NO_x. In spite the fact that chips of chipboard and residues of boards is fired, more measurements clearly show that the emission of NO_x not necessarily is significantly higher than for virgin wood.

Prospects for better emission control

The limitation of emissions can be achieved in two different ways – either by end-of-pipe solutions (filters, cyclones, etc.) – or by better combustion conditions. A combination of the two gives the most optimal result. We have evaluated the prospects for reduction of the emissions of particles, CO and NO_x and other unwanted combustion products.

Reduction of particle emission

Earlier particle removal has been done by multi-cyclones, but recently bag filters have become standard also at smaller boiler plants down to 1 MW in order to comply with the emission limit of 40 mg/m³. Bag filters are normally very efficient, and very low emission values can be reached – normally less than 10 mg/m³ and often below 1 mg/m³.

Bag filters are significantly more expensive than multi-cyclones, both in investment and operation costs, since the bags have to be exchanged at intervals of few years. The existing technology for particle removal is evaluated to be optimal for the proposed limit values for particle emission.

Reduction of NO_x-emission

The only realistic technology for NOx removal at smaller wood fired plants is flue gas recirculation. At existing plants flue gas recirculation is normally not a realistic solution, because the plants must be designed for the larger flue gas flow in the recirculation loop.

Reduction in CO-emission

The emission of CO and other unwanted organic combustion products is closely connected to the combustion conditions i.e. the structure of the fuel, plant design and running conditions.

Requirements on the fuel

It is important that the fuel is reasonably homogenous, and does not contain larger pieces of wood, that burns slowly. The fuel must neither be to fine with too much sawdust or sanding dust. The optimum is a mixture fine and coarse particles giving a fixed structure allowing the primary air to be distributed uniformly through the fuel layer.

Requirements on plant design and control

It is extremely important, that the stoker and combustion chamber is designed for burning of the used type of wood – including its water content and structure.

It is recommended that all plants – both new and existing – must/ought to be equipped with a measuring system for oxygen and automatic control of the combustion air flow, in order to achieve a constant O₂-koncentration in the flue gas. Moreover continuous fuel feeding ought to be standard on new plants and also at existing plants, if retrofit is possible. On/Off control of the feed will have significant negative influence on the combustion quality, but with oxygen measurement and control the effect will be less. On/Off control ought to be accepted on plants, where it is not possible to retrofit continuous control.

The combustion air must be supplied at locations (zones) where there is a demand for it. Bad air distribution could cause high emissions of CO, etc. and bad burnout even though the total air flow is correct.

Video monitoring

Experiences with video monitoring on waste incineration plants with moving grate is very positive and the systems are used at almost all Danish incineration plants and on at least two district heating plants. A camera placed above the grate will show many “combustion errors” giving both the owner and boiler manufacturer important knowledge about the cause of possible problems and the possibilities to solve them and to optimise the plant design and control.

Proposal of emission limits

We propose the following emission limits in the unit of mg/m³(n,t) at 10 % O₂

Proposal of emissions control and operation control etc.

We propose these regulations for emissions control and operation control:

AMS: (Automatic Measuring System)

Moreover we suggest other demands on and conditions for the plants, e.g.:

• Plant design must be adapted to the fuel structure
• Plant capacity must fit the energy demand
• Operation control and documentation
• Journal system

There are small differences between regulations concerning new and existing plants.

Proposal of disposal of ash

The ash from burning of minor contaminated wood residues will have a composition like ash from burning of virgin wood. The ash from plants comprising the proposed definition of minor contaminated wood residues can be disposed according to the regulations for ash from burning of virgin wood in the Danish statutory order of ash from biomass, “Bioaskebekendtgørelsen”, Ref. 6.

1 Definition af lettere forurenede trærester

• 1.1 Materialer i træ- og møbelindustrien
  • 1.1.1 Massivt træ
  • 1.1.2 Limtræ
  • 1.1.3 Lamineret træ
  • 1.1.4 Finer
  • 1.1.5 Spånplade
  • 1.1.6 MDF-plade
  • 1.1.7 Træfiberplade
  • 1.1.8 Plastlaminat
  • 1.1.9 Folie
  • 1.1.10 Lak og pigmenteret lak
  • 1.1.11 Limtyper
  • 1.1.12 Brandhæmmende materialer
  • 1.1.13 Andre stoffer og materialer
• 1.2 Definition af lettere forurenet trærester:
  • 1.2.1 Positiv liste
  • 1.2.2 Negativ liste
  • 1.2.3 Øvre grænse for indholdet af lim

1.1 Materialer i træ- og møbelindustrien

Som indledning til definitionen af lettere forurenede trærester beskrives i dette afsnit de materialer, der anvendes i træ- og møbelindustrien. Det efterfølgende afsnit 1.2 vil indeholde argumenter for, hvilke materialer, der bør og hvilke der ikke bør kunne afbrændes i almindelige fyringsanlæg.

Træ- og møbelindustrien producerer og anvender mange forskellige træbaserede materialer, som kombineres med en række forskellige overfladematerialer. Alle disse materialer kan i større eller mindre udstrækning ende i spånfyret i forbindelse med bearbejdning af produkterne.

De mest almindelige træbaserede materialer er:

• Massivt træ
• Limtræ (indeholder < 1 % lim)
• Lamineret træ (indeholder < 1 % lim)
• Finer
• Finerplader (indeholder 2 – 6 % lim)
• Spån- og MDF plader (indeholder 7 – 13 % lim)
• Træfiberplader der er bundet sammen af træets naturlige limstoffer.

Desuden benyttes:

• Plastlaminat
• Folie
• Lak og pigmenteret lak
• Lim
• Brandhæmmende materialer
• Diverse andre stoffer

1.1.1 Massivt træ

Anvendes fortrinsvis til møbler, bordplader, låger mv. Løvtræ som eg, bøg, ask, mahogni osv. er hårdt, mens fyrretræ er en forholdsvis blød træsort, hvilket har betydning for træets forbrændingstekniske egenskaber.

1.1.2 Limtræ

Limtræ består af større stykker træ, der er limet sammen. Limtræ indeholder mindre end 1% lim.

1.1.3 Lamineret træ

Lamineret træ fx møbelplade evt. med finer indeholder mindre end 1% lim.

1.1.4 Finer

Finer, der som regel kun ca. 0,6 mm tyk, limes på spånplade eller MDF-plade. Anvendes ofte til bordplader, reoler, køkkenlåger og andre pladekonstruktioner. Finerbelægning er normalt lakeret eller olieret for at kunne holde til slid, rengøring osv.

Træet kan være bejdset eller pigmenteret (farvet) i forbindelse med lakeringen. Udtryk som "mahognibejdset", "kirsebærbejdset" eller lignende dækker over billigere træsorter, der er farvet, så det ligner mahogni osv.

1.1.5 Spånplade

Plade af træspåner og lim, der presses sammen under opvarmning. Spånpladen har en tæt struktur på begge ydersider og en grovere struktur i midten. Anvendes i et utal af møbelkonstruktioner, til skabe (korpus), til låger, hylder og skuffebunde. Desuden som underlag for bordplader af plastlaminat og rustfrit stål.

Spånplader indeholder typisk:

        82 %  Træ

          7 %  Fugt

          9 %  Urea-formaldehyd lim

          0,5 %  Hærder (ammoniumklorid eller -sulfat)

       0,5 %  Voks (paraffin)

      < 1 %  Urea

Desuden kan der være op til 2 % laminat eller foliebelægning.

1.1.6 MDF-plade

MDF er forkortelsen af Medium Density Fiberboard. Plade af træfibre og lim, der presses sammen under opvarmning. MDF-plader har en ensartet tæt struktur i hele pladens tykkelse. Den er derfor lettere at bearbejde end spånpladen, og anvendes fx til finere møbler og konstruktioner med runde eller fræsede kanter, f.eks. låger med profileringer.

MDF plader indeholder typisk:

        81 %  Træ

           6%  Fugt

        11 %  Urea-formaldehyd lim

          < 1 %  Hærder (ammoniumklorid eller -sulfat)

       0,7 %  Voks (paraffin)

      < 1 %  Urea

Desuden kan der være op til 2 % laminat eller foliebelægning.

1.1.7 Træfiberplade

Plade af træfibre, der presses sammen under opvarmning (fx masonit). Fibrene holdes sammen af træets naturlige limstoffer. Anvendes fx til bagklædninger i skabe, og til skuffebunde og hylder.

Derudover kan resttræ indeholde mindre mængder af:

1.1.8 Plastlaminat

Tynd plade af mange lag papir samt fenollim, der presses sammen under tryk og opvarmning. Overfladen forsynes med farve og/eller mønster, så det f.eks. ligner forskellige træsorter, sten m.m.

Højtrykslaminat er hårdt, robust og slidstærkt og har god varmebestandighed. Anvendes især som belægning på bordplader.

Lavtrykslaminat er mere smidigt, men mindre robust og med mindre varmebestandighed.

Laminater anvendes indenfor bygge- og inventarindustrien, hvor der stilles stor krav til overfladen, f.eks. med hensyn til design, slidstyrke, rengøringsevne og fugtbestandighed. Laminat limes på et underlag, som i de fleste tilfælde er en spånplade. Ses begge sider af pladen pålægges typisk den samme laminat på begge sider. Ses kun den side, pålægges typisk et billigere balancepapir på den anden side. Mange laminater er godkendt til kontakt med fødevarer, og anvendes i stor udstrækning i køkkeninventar, med køkkenbord af laminatplade som det bedst kendte eksempel.

Laminat består ifølge Perstorps miljødeklaration Ref. 7 af:

• 50 % ubleget kraftpapir
• 15 % hvid dekorpapir
• 20 % phenolharpiks
• 15 % melaminharpiks

I specielle anvendelser anvendes brandhæmmende laminater. Perstorp Ref. 7 har oplyst, at de for nogle år siden ophørte med at anvende bromerede flammehæmmere i deres flammehæmmende laminat, og at der anvendes fosfater i dag. Fra omkring begyndelsen af 2003 vil fosfaterne blive udskiftet med aluminium-trihydroxyd som flammehæmmer.

Eksempel på dekorativt laminat på spånplader.

Tykkelse 0,8 mm med en vægt på 1,050 kg/m² pålagt begge sider af 16 mm spånplade med densiteten 625 kg/m³, der svarer til 10 kg/m². Vægten af laminatet vil udgøre 17 % pladen vægt.

I de fleste tilfælde vil der blive anvendt en folie med en vægt på omkring 100 gram/m², hvorved belægningens vægtandel på en 16 mm spånplade vil udgøre ca. 2%.

Laminat på køkkenbordsplader er normalt 0,6 – 0,9 mm tyk, med et tyndere balancepapir på bagsiden som alligevel ikke kan ses. Med en samlet vægt af laminat og balancepapir på 1,5 kg/m², belagt på en 28 mm spånplade (normal køkkenbordspladetykkelse) med en densitet på 625 kg/m³, vil belægningen udgøre ca. 8 % af pladens vægt.

1.1.9 Folie

Folie af papir eller plast, der er imprægneret med melaminplast. Kaldes også ”dekorpapir”. Folien er knap så robust som plastlaminat. Anvendes som overflade på låger, hylder, skabssider, indfatninger, fodpaneler, lister, profilerede lister m.m.

Folie kan være farvet og præget som træ, og det kan være vanskeligt at skelne fra ægte træ.

Folier af PVC var tidligere meget udbredte pga. gode egenskaber, men de er i de seneste år mange steder blevet erstattet af andre plasttyper.

1.1.10 Lak og pigmenteret lak

Det mest udbredte er UV lak, syrehærdende lak og vandbaseret acryllak, hvor de to sidstnævnte kan indeholde pigmenter. UV lak indeholder meget sjældent pigmenter, da pigmenter vil hindre en effektiv hærdning med UV lys.

UV lak anvendes primært på plane flader med valsepålægning. De øvrige lakker og pigmenterede lakker anvendes til alle former for overfladebehandling på møbler og låger.

Farvepigmenter var tidligere i stor udstrækning baseret på metal- og tungmetalforbindelser, men er i de senere år mere og mere blevet erstattet af organiske forbindelser uden tungmetaller. En forventning om, at tungmetaller ikke mere fandtes i de pigmenter der anvendes i træindustrien, kunne dog ikke dokumenteres. Dansk Industri har som følge af dette nedsat en arbejdsgruppe, som skal undersøge udbredelsen af tungmetaller i pigmenterede lakker, og om der findes alternative pigmenter uden tungmetaller.

1.1.11 Limtyper

De mest anvendte limtyper er angivet i Tabel 1.1 og sammensætningen er angivet i Tabel 1.2.

Tabel 1.1 Limtyper anvendt i træ- og møbelindustrien

Tabel 1.2 Sammensætning af forskellige limtyper.

¹⁾ Det har ikke været muligt umiddelbart at skaffe oplysninger om den kemiske sammensætning af smeltelim.

Alle de anvendte limtyper består således hovedsageligt af C, H og O, ligesom træ, men med et varierende og væsentligt indhold af N.

1.1.12 Brandhæmmende materialer

Mange pladematerialer og overfladebelægninger findes i brandhæmmende udgaver, til specielle anvendelser. Der kan være anvendt bromerede flammehæmmere eller uorganiske salte, fx fosfater for at give materialerne den brandhæmmende virkning. Der er ikke tale om, at materialerne bliver ubrændbare, men at antændelsestiden forøges og antændelsestemperaturen bliver højere.

Anvendelsen af brandhæmmende materialer er ikke udbredt, da materialerne er dyrere, og derfor kun anvendes, hvor der stilles specielle krav om brandhæmmende materialer. Salget af brandhæmmende laminater i Danmark er meget lille i forhold til det samlede salg af laminater. Anvendelsen af de brandhæmmende materialer kan fx være laminater på laboratorieborde og i stinkskabe, men dette er ikke undersøgt nærmere.

Ved forbrænding af findelt materiale med en brandhæmmende laminat overflade vil den brandhæmmende effekt formentlig være ubetydeligt, men hvis hele pladen er imprægneret med brandhæmmere, vil forbrændingen blive betydeligt dårligere. Hvis der er anvendt bromerede flammehæmmere, vil der ved forbrænding af rester kunne udvikles betydelige mængder brombrinte (HBr) og bromerede dioxiner.

1.1.13 Andre stoffer og materialer

Behandling af møbler med olie, voks, sæbe og lud, som opsuges og trænger ind i træet, og ispinde behandlet med paraffin, betragtes alle som uproblematiske stoffer i forbrændingsmæssig henseende ved de aktuelt forekomne koncentrationer i træet..

1.2 Definition af lettere forurenet trærester:

I EU direktivet for affaldsforbrænding Ref. 8 i Artikel 2, Anvendelsesområde står følgende definition for trærester, der skal tilføres affaldsforbrændingsanlæg:

1.      Dette direktiv omfatter affaldsforbrændingsanlæg og kombinerede forbrændingsanlæg.

2.      Følgende anlæg er ikke omfattet af direktivet:

              a)    Anlæg, der kun behandler følgende affaldstyper:

iv)         Træaffald undtagen træaffald, der kan indeholde halogenerede forbindelser eller tungmetaller som følge af behandling med træbeskyttelsesmidler eller overfladebehandling, herunder navnlig sådant træaffald fra bygge- og nedrivningsaffald

Tilsvarende står nøjagtigt den samme definition af træaffald i Artikel 2 i forslaget til nyt direktiv for fyringsanlæg større end 50 MW Ref. 1, men således at alt træaffald, undtagen træaffald med halogener og tungmetaller ifølge definitionen, kan brændes i store fyringsanlæg.

Det er således tydeligt hensigten, at almindeligt trærester fra træindustrien, der forarbejder nye materialer med lim, laminat mv., ikke skal tilføres affaldsforbrændingsanlæg.

Definitionen af lettere forurenede træmaterialer, som kan brændes i mindre fyringsanlæg, foreslår vi udvidet og præciseret i forhold til direktivernes definition. Mindre fyringsanlæg har normalt dårligere forbrændingsbetingelser og mindre avanceret styring og overvågning, samt mindre effektiv røggasrensning end store fyringsanlæg, og der er derfor behov for en yderligere begrænsning af det brændsel, der må anvendes i disse anlæg.

Definitionen af lettere forurenede trærester foreslås derfor at være:

Definitionen foreslås suppleret med en positiv liste og en negativ liste, dvs. en liste over materialer og indholdsstoffer, som enten må eller ikke må brændes i mindre fyringsanlæg.

Positiv- og negativlisterne foreslås at være åbne, således at de kan udvides i takt med eventuel nye viden om eksisterende eller ved introduktion af nye stoffer og materialer.

1.2.1 Positiv liste

Langt de fleste materialer, der benyttes i træ- og møbelindustrien vil uden videre kunne afbrændes i almindelige fyringsanlæg. Kun emissionen af kvælostofoxider, der ikke vurderes som et miljømæssigt problem i Danmark, vil være en smule forhøjede i forhold til forbrænding af rent træ på grund af kvælstofindholdet i lime og hærdere i lime.

1.2.1.1 Forslag til positiv liste:

1.      Træ og kompositmaterialer fremstillet af træ

2.      Almindeligt anvendte og hærdede lime anvendt i plader, finer, pålægning af overfladematerialer, samling af møbler mv.

3.      Ovennævnte materialer, der er overfladebehandlet med lak, maling og olie, som ikke indeholder tungmetaller eller halogenforbindelser

4.      Laminat, dekorpapir, folie mv., selvom der er anvendt ammoniumklorid som hærder i limen.

5.      Træmaterialer behandlet med paraffin og voks

1.2.2 Negativ liste

Brugte træmaterialer bør ikke kunne afbrændes, da det ikke er muligt at dokumentere deres oprindelse eller indehold af fx tungmetaller eller halogener.

Materialer, der er imprægneret eller overfladebehandlet med halogen- eller tungmetalholdige produkter, eller på anden måde indeholder tungemetaller eller halogener, kan give anledning til emissioner af HCl, dioxiner eller tungmetaller. Trærester bør derfor kun kunne afbrændes, hvis de indeholder disse stoffer i koncentrationer, der kan sammenlignes med rent træ.

PVC er uønsket i trærester, der skal forbrændes, da det giver anledning til dannelse af HCl og risiko for kraftigt forøget dannelse af dioxin. Alle trærester mm., der indeholder rester af materialer med PVC, anbefales derfor opført på negativlisten over lettere forurenede trærester, der kan brændes i almindelige forbrændingsanlæg til træ.

Alt resttræ, der indeholder bromerede flammehæmmende midler, anbefales opført på negativlisten, da det vil give medføre dannelse af bromerede dioxiner ved forbrænding. Andre typer brandhæmmende midler, uorganiske salte af fosfor eller aluminium mv. vurderes at være mindre problematiske, hvis de kun indgår i en mindre del af det der brændes, dvs. nogle få procent, som fx plader belagt med brandhæmmende laminat.

Afbrænding af plade- og kompositmaterialer, hvor der er anvendt ammoniumklorid som hærder i limen, medfører forøgede emissioner af HCl og dioxiner. Alternative hærdere (ammoniumsulfat eller –nitrat) medfører en større emission af henholdsvis SO₂ og NO_x. Umiddelbart vurderes den forøgede dioxinemission at være den mest problematiske, således at anvendelse af ammoniumklorid som hærder bør begrænses mest muligt ved at det anbringes på negativlisten. Dette har dog vist sig at medføre en række problemer, både for dansk produktion af spånplader, hvor der anvendes ammoniumklorid, og et skift til anden type vil medføre forøgede produktionsomkostninger - på et i forvejen presset marked - og for træindustrier, der brænder pladerester, fordi deres indkøbsmuligheder vil blive væsentligt begrænset. Vi anbefaler derfor, at ammoniumklorid varsles optaget på negativlisten efter fx 2 eller 3 år, dels for at give tid til at undersøge problemet nærmere, eventuel ved gennemførelse af emissionsmålinger, og vurdering af konsekvenserne for industrien, samt give tid til en velovervejet omstilling til anden type hærder.

1.2.2.1 Forslag til negativ liste:

1.      Alle former for brugte træmaterialer.

2.      Materialer der er imprægneret eller overfladebehandlet med halogen- eller tungmetalholdige produkter, eller på anden måde indeholder tungemetaller eller halogener, i koncentrationer der samlet er højere end det der kan forekomme i rent træ.

3.      Materialer der indeholder bromerede flammehæmmende midler.

4.      Alle former for overfladematerialer, der indeholder PVC.

5.      Plade- og kompositmaterialer med mere end 1 % limindhold, hvor der er anvendt ammoniumklorid som hærder i limen. Denne regel bør indføres 2 eller 3 år efter de øvrige regler.

1.2.3 Øvre grænse for indholdet af lim

Lim er dyrt, og pladeproducenterne vil derfor ikke anvende mere lim end nødvendigt, for at pladens egenskaber og kvalitet er i orden. Mere lim og flere tilsætningsstoffer giver dyrere plader, som derfor kun kan sælges til specielle formål, som f.eks. fugtbestandige plader til udendørs facadebeklædning. Den type plader formodes sjældent eller aldrig anvendt i træ- og møbelindustrien. Limindholdet i almindeligt anvendte pladematerialer vil sjældent overstige 11 -13 %. En øvre grænse for limindholdet i træmaterialer er således ikke styringsmæssigt nødvendig

Fastsættes en øvre grænse kan det dog give anledning til krav om dokumentation for at indholdet af lim i et givent brændsel er under grænsen, hvilket kan være både vanskeligt, dyrt og unødvendigt at kontrollere. En øver grænse for limindhold på f.eks. 15 % i det samlede brændselsmiks vil formentlig ikke volde nogen problemer at overholde.

Ønskes en øvre grænse for limindholdet fastsat, anbefales den fastsat til mindst 15 %, således at grænsen nemt kan dokumenteres overholdt, ved beskrivelse af anvendte materialer og oplysninger fra leverandører om limindhold.

dk-TEKNIK mener ikke, at det er nødvendigt at fastsætte en øvre grænse for limindholdet.

2 Oversigt over danske fyringsanlæg

• 2.1 Fyringsanlæggenes størrelse
• 2.2 Installationsår
• 2.3 Beskrivelse af træfyringsanlæggene
  • 2.3.1 Varmtvandskedler
  • 2.3.2 Indfyringsarrangement
  • 2.3.3 Installation af anlægsmålere
• 2.4 Brændsel
  • 2.4.1 Sammensætning
  • 2.4.2 Salg eller køb af brændsel
  • 2.4.3 Danske eller udenlandske spån- og MDF-plader
  • 2.4.4 Overfladebelægning af træ
  • 2.4.5 Brændselsanalyser

Vi har foretaget en kortlægning af danske fyringsanlæg, der fyrer med lettere forurenet overskudstræ. Vores kortlægning er sket på baggrund af kontakt til en række danske leverandører af kedelanlæg og et repræsentativt udsnit af danske træ- og møbelproducerende virksomheder, der fyrer med spåner fra bl.a. spån- og MDF-plader.

Vi har sendt breve ud til kedelleverandører med en række spørgsmål, ligesom vi har sendt breve ud til træ- og møbelproducerende virksomheder, hvori der var vedlagt et spørgeskema. Spørgsmålene var inddelt i seks grupper:

1. Kedelanlæggets størrelse og alder
2. Selve kedelanlægget
3. Røggasrensning
4. Anlægsmålere
5. Eventuelle emissionsmålinger
6. Brændsel

Kopi af brev til kedelleverandører har vi vedlagt som bilag A. Kopi af spørgeskema til de træ- og møbelproducerende virksomheder har vi vedlagt som bilag B.

Vi har taget kontakt til i alt 7 danske leverandører af kedelanlæg og i alt 44 danske træ- og møbelproducerende virksomheder. Hertil kommer informationer, som Ikast Kommune har stillet til rådighed fra en tilsvarende undersøgelse og vores eget kendskab til træfyringsanlæg, som vi har oparbejdet gennem mangeårigt rådgivningsarbejde for virksomhederne.

Alle kontaktede virksomheder og leverandører er sikret anonymitet.

På de 44 kontaktede virksomheder er der i alt 27 fyringsanlæg, der fyrer med spåner fra bl.a. spån- og MDF-plader. De øvrige anlæg er enten fyret med rent træ, gasolie eller naturgas. Enkelte virksomheder har installeret fjernvarme. De virksomheder, der ikke selv fyrer med deres spåner fra spån- og MDF-plader, har oplyst, at de sælger spånerne til genanvendelse hos producenter af spånplader.

2.1 Fyringsanlæggenes størrelse

De oplyste anlægsstørrelser varierer fra mindre end 0,5 MW til større end 2 MW i indfyret effekt. Nedenstående viser vi størrelsesfordelingen på de enkelte anlæg:

< 0,5 MW:           8 %

0,5 – 1 MW:      22 %

>1 – 1,5 MW:   37 %

> 1,5 – 2 MW:  22 %

> 2 MW:           11 %

2.2 Installationsår

Vores kortlægning indikerer, at over halvdelen af alle anlæggene er installeret i årene 1980-1990, især med hovedvægt i den første del i perioden. Der findes dog nogle få endnu ældre anlæg, ca. 8 %.

Fordelingen i installationsår ser således ud:

Før 1980:              8 %

1980 – 1990:        52 %

1990 – 2000:        33 %

Senere end 2000:   7 %

2.3 Beskrivelse af træfyringsanlæggene

2.3.1 Varmtvandskedler

Langt den overvejende del af alle træfyringsanlæggene (96 %) fungerer som varmtvandskedler, hvor opvarmet vand anvendes til både rumopvarmning og eventuelle procesformål.

2.3.2 Indfyringsarrangement

Indfyring af brændslet sker for hovedparten af anlæggene (85 %) med sneglestoker i retorte, hvor brændslet ved hjælp af en snegl skubbes ind i kedlen nedefra. Forbrændingen begynder, når det friske brændsel opvarmes ved varmeledning fra de øverste brændende lag og til slut gennem strålevarmen fra det brændende lag. Primærluft tilføres nedefra og sekundærluft fra oven. Udbrændt aske skubbes ud over siden af bunken og ned til askeudtaget. Fyringsanlæg med retorte er ikke velegnede til fyring med alt for finkornede brændsler, da dette giver uens fyring og meget flyveaske.

I en mindre del af anlæggene (15 %) sker indfyringen af brændslet på en rist inde i kedlen. Risten kan have forskellig udformning, eksempelvis trapperist, vandrerist, kæderist, roterende rist og skubberist. Ved ristesystemer fyres brændslet ind i den ene ende af risten og føres frem af ristens bevægelse(r) til den anden ende under forbrændingen. Det er vigtigt, at tilførslen af brændsel sker jævnt over ristens tværsnit. Primærluft tilføres gennem risten og brændselslaget og sekundærluft over brændselslaget. Pyrolyseprocessen i brændslet starter ved hjælp af strålingen fra en udmuret tændbue, der opvarmes af de brændende gasser over laget. Forbrændingsprocesserne fortsætter hen over risten efterhånden som den bevæger brændslet ned mod askefaldet. Ved ristens slutning findes der dermed færdigudbrændt aske. For at få den bedste udbrænding af brændslet kræves et stort (højt) forbrændingskammer med god opblanding af uforbrændte gasser og partikler fra ristelaget og sekundærluften.

2.3.3 Installation af anlægsmålere

Vores kortlægning viser endvidere, at på omkring 30 % af alle fyringsanlæggene er der installeret en iltmåler. Kun på enkelte anlæg er der installeret en egentlig iltstyring til at optimere forbrændingen. Dette er overvejende på fyringsanlæg, der er installeret i slutningen af 1990´erne og senere. På de få ældre anlæg, hvor der er installeret iltstyring, er iltstyringen oftest installeret senere efter krav fra miljømyndighederne.

Det fremgår endvidere, at omkring 19 % af anlæggene har installeret CO-måler, der giver mulighed for at registrere, hvor god forbrændingen er. Tilsvarende ved installering af iltstyring gælder, at det overvejende er de nyeste fyringsanlæg, hvor der er installeret CO-måler. Der er endvidere enkelte ældre fyringsanlæg, hvor CO-måler er installeret senere efter krav fra miljømyndighederne.

2.3.3.1 O₂-styring

På anlæg med ilt-styring (O₂-styring) måles ilt-indholdet i røggassen efter kedlen. Ud fra denne måling justerer en automatisk regulator lufttilsætningen, så den ønskede børværdi for ilt-overskudet nås.

Ilt-styring sikrer, at der altid er et rigtigt forhold mellem brændsels- og luftmængden og dermed, at anlægget har en god forbrænding - selv når brændslet har varierende brændværdi og massefylde. Dette er vigtigt på anlæg, hvor brændselsindfødningen startes og stoppes. Her vil ilt-styringen sikre, at der altid er den korrekte luftmængde til den øjeblikkelige driftssituation.

2.3.3.2 CO-måling

En måling af CO efter kedlen kan benyttes til at indregulere anlægget tættere på det optimale brændsels/luft-forhold tilpasset variationer i brændslets struktur og fugtindhold. De forbrændingstekniske egenskaber vil ofte afsløre sig i røggassens CO-indhold.

Selv mindre, lokale ”forbrændingsfejl” vil give anledning til en væsentlig ændring i CO-indholdet.

2.3.3.3 Styring af ældre fyringsanlæg

Fra leverandørerne af kedelanlæg bekræftes det, at forbrændingsluftmængden tidligere udelukkende blev styret i forhold til den indfyrede brændselsmængde, der igen styres efter varmeforbruget.

Der var ikke korrektion af forbrændingsluftmængden ved hjælp af kontinuerlige O₂- eller CO₂-målinger. Indreguleringen foregik ved enkeltmålinger af CO₂-indholdet, og derefter blev der ikke foretaget anden regulering end, at man sørgede for, at brændslet blev udbrændt.

2.3.3.4 Styring af nye fyringsanlæg

På nye anlæg vil forbrændingen automatisk blive styret ud fra iltindholdet i røggassen. Efter ønske installeres kontinuerlig CO-måling, der dog ikke indgår i styring af anlægget. CO-måling er med til at sikre bedre indregulering og kontrol af forbrændingen i anlægget.

De nye anlæg har også større moduleringsområde, så mange stop/start undgås.

Ved indregulering af nye fyringsanlæg vil der desuden blive foretaget O₂-, CO- og NO_x-målinger.

For at sikre en kontinuerlig brændselstilførsel er der på nye anlæg omdrejningsregulering på indfyringssneglen. Med hensyn til regulering af selve forbrændingen vil blæsere desuden omdrejningsreguleres for at give nøjagtig dosering af luftmængden både til primærluft (under risten) og til sekundærluft (over forbrændingen).

2.4 Brændsel

2.4.1 Sammensætning

I forbindelse med kortlægningen er de enkelte virksomheder blevet spurgt om den aktuelle sammensætning af deres brændsel. Hovedparten af de anlæg (81 %), der fyrer med det, der benævnes lettere forurenet overskudstræ, oplyser, at indholdet af spån- og MDF-plader udgør mere end 50 %. Knap hver femte anlæg (19 %) fyrer med brændsel, hvor indholdet af spån- og MDF-plader udgør mindre end 50 %.

2.4.2 Salg eller køb af brændsel

Afhængig af den enkelte virksomheds lagerkapacitet (størrelse af træsilo) er der virksomheder, der sælger brændsel (overvejende i sommerperioden) og virksomheder, der køber brændsel (overvejende i fyringssæsonen). Til 22% af anlæggene køber virksomhederne ekstra brændsel. Fra 15% af anlæggene sælger virksomhederne brændsel. Ved salg af brændsel går spånerne hovedsagligt til genanvendelse i form af produktion af nye spånplader.

2.4.3 Danske eller udenlandske spån- og MDF-plader

Samtlige virksomheder har oplyst, at de anvender udenlandske spån- og MDF-plader. 81% af anlæggene anvender endvidere også dansk producerede spån- og MDF-plader.

2.4.4 Overfladebelægning af træ

Vi har endvidere spurgt virksomhederne om eventuel overfladebehandling af træet. Hertil svarer mere end halvdelen, at deres træ er belagt med laminat, melamin, folie og kantlister. Hovedparten af virksomhederne oplyser endvidere, at PVC ikke indgår i nogle af de førnævnte belægninger. Omkring halvdelen af virksomhederne har oplyst, at træet er overfladebehandlet med lak eller maling.

Andelen af virksomheder, der benytter forskellige overfladebehandlinger , er vist nedenfor:

Laminat:               52 %

Melamin:               85 %

Folie:                     78 %

Kantlister:             59 %

PVC:                     7 %

Lak eller maling:   52 %

Evt. andet:            7 %

Kun en enkelt virksomhed oplyser, at der kan forekomme flammehæmmere i noget af brændslet.

2.4.5 Brændselsanalyser

På 15 % af anlæggene har de fået foretaget brændselsanalyse af deres brændsel.

Af de brændselsanalyser, vi har fået tilsendt, fremgår det, at typiske værdier i brændsel bestående overvejende af spån- og MDF-plader er:

Svovl (S):              0,02 – 0,06 %

Kulstof (C):           omkring 45 %

Hydrogen (H):       omkring 6 %

Kvælstof (N):         3,1 – 3,7 %

Klor (Cl):       0,02 – 0,05 %

3 Udenlandske regler

• 3.1 Tyskland
  • 3.1.1 Regler for små fyringsanlæg mindre end 1 MW
  • 3.1.2 Regler for større fyringsanlæg, på mellem 1 MW og 50 MW
• 3.2 Østrig.
  • 3.2.1 Grænseværdier for træfyrede dampkedelanlæg
• 3.3 Holland
• 3.4 Sverige
• 3.5 Danmark

Der er forskel på de reference O₂ %’er der anvendes i de forskellige undersøgte lande. Danmark bruger 10 %, Tyskland og Holland anvender 11 % og Østrig 13% O₂. For at kunne sammenligne de udenlandske grænseværdier med de danske, så er de alle omregnet til den danske reference på 10 % O₂, hvilket er årsagen til de lidt skæve tal.

I de følgende tre tabeller gives en oversigt over landenes emissionsgrænser for støv, CO og NO_x, for anlæg op til 5 MW.

De danske grænseværdier for trærester svarer til den nuværende praksis med at træ med mere end 1 % lim er affald, som skal brændes i anlæg der er godkendt som et affaldsforbrændingsanlæg. Grænseværdierne er derfor henholdsvis grænseværdierne i den nuværende Bekendtgørelse om affaldsforbrænding, nr. 41 af 14. januar 1997, og grænseværdierne for små anlæg i det nye EU direktivet om forbrænding af affald, som skal være implementeret med en dansk bekendtgørelse ved årsskiftet 2002/03.

Der er kun medtaget grænseværdierne for støv, CO og NO_x, da kun de kan sammenlignes med andre landes grænseværdier.

Tabel 3.1 Emissionsgrænseværdier for støv i mg/m³(n,t) ved 10 % O2

Tabel 3.2 Emissionsgrænseværdier for CO i mg/m³(n,t) ved 10 % O2

Tabel 3.3 Emissionsgrænseværdier for NOx, målt som NO, i mg/m³(n,t) ved 10 % O2

3.1 Tyskland

Forbrænding ifølge 1. og 4. BimSchV (Bundes-Immissionschutzgesetzes)

Regelbrennstoffe im Sinne §3, Abs.1 Nr.7 der TA Luft handelt.

1. Forordningen for mindre ikke godkendelsespligtige fyringsanlæg med en indfyret effekt på mindre end 1 MW. 1. BimSchV, Ref. 14.
2. Forordningen for godkendelsespligtige anlæg med indfyret effekt på mellem 1 og 50 MW. 4. BimSchV, Ref. 15.

Store fyringsanlæg på mere end 50 MW er omfattet af 13. BimSchv og affaldsforbrænding er omfattet af 17. BimSchV. Disse er ikke relevante i forhold til mindre anlæg fyret med resttræ, og omtales ikke nærmere.

3.1.1 Regler for små fyringsanlæg mindre end 1 MW

Regler for små fyringsanlæg mindre end 1 MW findes i 1. BimSchV. § 3 Definition af tilladte brændsel i de pågældende fyringsanlæg, Ref. 14.

I punkt 4, 5 og 5a, er alle former for jomfrueligt træ, dvs. rent træ som ikke er påført fremmede stoffer, og ikke tidligere været industrielt forarbejdet, og anvendt til andre formål, inden det er forarbejdes til den form der brændes. Herunder er også træpiller som ikke indeholder bindemidler.

I punkt 6 og 7 er lettere forurenet trærester beskrevet:

6. Rester af lakeret eller coatet træ, som ikke indeholder nogen træbeskyttelsesmidler og belægningerne ikke indeholder halogenerede organiske forbindelser.

7. Spånplader, fiberplader og andre belimte træmaterialer og rester, for så vidt det ikke indeholder træbeskyttelsesmidler og ikke indeholder halogenerede organiske forbindelser.

• Anlæg til fast brændsel må ikke sode mere end Grauwet 1 efter Ringelmann-skalaen.
• Anlæg til faste brændsler må kun fyres med den type brændsler, og med den struktur, som de er beregnet til.
• Anlæg på mindre end 15 kW må kun fyres med brændsler nævnt under punkterne 1 til 5a (dvs. rent træ).
• Træaffald under punkterne 6 og 7 må kun brændes i anlæg på mindst 50 kW, og kun på anlæg der befinder sig på den virksomhed hvor træaffaldet genereres.

Grænseværdier for emissionen fra anlæg større end 15 kW (og op til 1 MW):

Tabel 3.4 Tyske grænseværdier For rent træ, punkterne 4 til 5a.

Tabel 3.5 Tyske grænseværdier For træaffald, punkterne 6 og 7.

Der er ikke krav om offentlig kontrol af emissionen fra disse små anlæg.

3.1.2 Regler for større fyringsanlæg, på mellem 1 MW og 50 MW

Regler for større fyringsanlæg, på mellem 1 MW og 50 MW reguleres ifølge 4. BimSchV. Næsten alle former for træaffald kan brændes efter disse regler.

Rester af lakeret eller coatet træ, spånplader, fiberplader og andre belimte træmaterialer som ikke er behandlet med, eller indeholder nogen træbeskyttelsesmidler, men belægninger må indeholde halogenerede organiske forbindelser. Det sidste må dog formodes at blive ændret ved implementering af EU Direktivet om forbrænding af affald.

Ved afbrænding af resttræ med indehold af tungmetaller, evt. fra pigmenter i malinger, anvendes emissionsgrænserne fra 17. BimSchV om affaldsforbrænding. Dette formodes også at blive ændret ved implementering af EU Direktivet om forbrænding af affald.

Tabel 3.6 Karakteristiske emissioner fra tre typer træ og træaffald

Emissionsgrænser

Tabel 3.7 Tyske emissionsgrænser for støv

Tabel 3.8 Tyske emissionsgrænser for CO

Tabel 3.9 Tyske emissionsgrænser for NO_x

Tabel 3.10 Tyske grænseværdier for andre parametre

3.2 Østrig.

Reglerne i Østrig refererer til:

1. Bundesgesetzblatt für die Republik Österreich. Ausgegeben am 13. Jänner 1989. 10. Stück, 19. Verordnung: Luftreinhalteverordnung für Kesselanlagen 1989 – LRV-K 1989. Ref. 16.

Med ændringer i:

2. Bundesgesetzblatt für die Republik Österreich.

Jahrgang 1994. Ausgegeben am 30. September 1994. 246. Stück

785. Verordnung: Änderung der Luftreinhalteverordnung für Kesselanlagen 1989 [EWR/Anh. II: 388 L 0609]. Ref. 17.

De Østrigske grænseværdierne gælder ved reference O₂-koncentrationen 13 %, men de er alle omregnet til den danske reference på 10 % O₂.

3.2.1 Grænseværdier for træfyrede dampkedelanlæg

§ 19. (1) Som træbrændsel gælder naturligt træ, i form af stykker og kløvede, træbriketter uden bindemiddel, flis, savsmuld og slibestøv såvel som kork, kvas og kogler, såvel som yderligere inden for fabrikkens område tiloversbleven resttræ fra håndværksmæssig eller industriel træbe- eller –forarbejdning og fra byggepladser, forudsat træet ikke er trykimprægneret eller indeholder halogenforbindelser.

(2) Dampkedelanlæg der fyres med træbrændsel, skal overholde følgende emissionsgrænseværdier:

Tabel 3.11 Østrigske emissionsgrænser for støv

Tabel 3.12 Østrigske emissionsgrænser for CO

Tabel 3.13 Østrigske emissionsgrænser for NOx målt som NO2

Ved samtidig forbrænding af flere forskellige typer træbrændsel, skal emissionsgrænseværdien beregnes som angivet i § 22 (som giver en formel for en resulterende emissionsgrænseværdi).

3.2.1.1 Emission af uforbrændte organiske forbindelser, målt som kulstof (TOC)

Tabel 3.14 Østrigske emissionsgrænser for uforbrændte organiske forbindelser, målt som kulstof (TOC)

3.2.1.2 Emission af tungmetaller

For resttræ behandlet med tungmetalholdigt lak eller maling, anvendes emissionsgrænserne i § 18 Abs. 2 Z 3, Ref. 17, som gælder for affaldsforbrændingsanlæg. Dette formodes at blive ændret ved implementering af EU Direktivet om forbrænding af affald.

Tabel 3.15 Østrigske Emissionsgrænser for tungmetaller fra affaldsforbrændingsanlæg (§ 18 Abs. 2 Z 3)

(4) For anlæg med en indfyret effekt på mere end 10 MW, som anvender brændsel der indeholder stoffer der kan medføre dannelse af dioxiner og furaner (§18 Abs.4), gælder en emissionsgrænseværdi på 0,1 ng I-TEQ/m³.

3.3 Holland

Regler for luftemissioner findes i NeR, Ref. 18.

F7 anlæg til forbrænding af ikke kontamineret træ og trærester. Denne regulering gælder kun for forbrænding af træ i anlæg med en termisk effekt på op til 5 MW.

Ved ikke kontamineret træ forstås stykker af træ (savsmuld, høvlspåner, flis, trærester, pladematerialer, etc.) som ikke indeholder nogen komponenter (maling, laminerings materialer, træbeskyttelsesmidler, etc.) som indeholder stoffer, som ved forbrænding kan give anledning til forhøjede emissioner af stoffer, der er skadelige for miljøet. Reglerne kan ikke anvendes for anlæg der forbrændes træaffald, som beskrevet i Miljøbeskyttelsesloven (f.eks. træ fra nedrivninger, trærester indsamlet på regional basis, etc.)

De Hollandske emissionsgrænseværdier gælder ved en referenceiltprocent på 11%, men de er alle omregnet til den danske reference på 10 % O₂.

Tabel 3.16 Hollandske emissionsgrænser

1) Gælder kun for anlæg > 2,5 MW.

NeR giver en række anvisninger for hvordan emissionsgrænseværdierne kan overholdes, ved valg af teknologi og sikring af optimal drift af anlægget.

Standard for partikelemission

En emission på mindre end 110 mg/m³ kan opnås ved optimal design af forbrændingskammeret, sammen med et multicyklonanlæg designet til at overholde grænseværdien.

Emissioner på mindre end 55 og 28 mg/m³ kan opnås ved optimal design af forbrændingskammeret sammen med et elektrofilter med et sektion.

CO, VOC og PAH:

Emissionen af CO, VOC og PAH skal begrænses ved at sikre en god og effektiv forbrænding. Anlæggets kapacitet skal være tilpasset det varmeforbrug der skal dækkes. Alle producentens og installatørens anbefalinger til sikring af god og effektiv forbrænding skal medtages i tilladelsen til drift af anlægget. I det omfang det ikke er i modstrid med specifikke driftsinstruktioner, skal følgende forhold også medtages i tilladelsen:

• Der skal foreligge en godkendt vedligeholdelsesplan for anlægget, fx i form af en vedligeholdelses eller tilsynsaftale med producenten eller installatøren, eller et uafhængigt firma der er autoriseret til at udføre den slags arbejde.
• Driften af anlægget skal nøje følge designværdier og instruktioner, med hensyn til indfyret mængde træ, træets fugtindhold, luftoverskud osv.
• Fin regulering af automatiske systemer til styring og kontrol af forbrændingsforholdene i overensstemmelse med driftsinstruktionen, hvis de forefindes.
• Forbrændingsluftmængden skal tilpasses brændselsmængden, når driften er mindre end fuld belastning.

PAH emission:

Når forbrændingsforholdene er i orden og emissionsgrænseværdierne for CO og VOC overholdes, er yderligere tiltag for at begrænse PAH emissionen ikke nødvendige. Ligeledes vil der normalt heller ikke være behov for tiltag til at reducere lugtemissionen.

NO_x:

Der er ingen tvungen krav til NO_x, med mindre anlægget er større end 2,5 MW, og der anvendes træ der indeholder mere end 80-90 % plademateriale ( spån-, MDF- eller fiberplader med stort limindhold). Dette kan kontrolleres ved målinger på brændslet (målemetode angives ikke, men det formodes at være måling af kvælstofindholdet).

Emissionskontrol:

• For anlæg mindre end 1,5 MW anbefales en støvmåling efter installation af anlægget, til verifikation af at grænseværdien overholdes.
• For anlæg mellem 1,5 og 5 MW anbefales måling af støv, CO og VOC efter installation af anlægget til verifikation af at grænseværdierne overholdes.

Driftsvilkår:

Vedligeholdelsesplanen skal indeholde både inspektion, som kan verificere at der er en god og effektiv forbrænding og eftersyn af at anlæg til reduktion af støvemissionen fungerer rigtigt. Resultaterne af disse eftersyn skal dokumenteres i servicerapporter, og kopier skal sendes til myndighederne.

3.4 Sverige

Fra: Björn Ejner, Naturvårdsverket, Ref. 19. er modtaget nedenstående, som er oversat til dansk:

Vi har i Sverige ikke nogen præcise krav til forbrænding af "letter forurenet træaffald". I nogle tilfælde blandes forskellige træaffaldsfraktioner sammen med "normalt brændsel" i forskellige fjernvarmeværker. Ved miljøvurderingen laves en vurdering om der behøves specielle krav på grund af sådan indblanding. Normalt bedømmes der ikke at være nogen større problemer på anlæg med gode forbrændingsforhold (temperatur etc.) og avanceret partikelrensning. Det forekommer dog også at "fabrikationsspild" ved mindre industrier forbrændes i egen mindre kedel. Også her foretages miljøvurdering, men her er usikkerheden større, om forbrændingsforholdene altid er gode. Dette område er svært, ikke mindst nu, i forhold til tolkningen om hvorvidt disse affaldstyper er omfattet af det nye affaldsforbrændingsdirektiv. Vi ved ikke hvor meget arbejde vi fremover kommer til at gøre på dette område. Foreløbigt har vi ikke meget information at hjælpe med. Jeg tror at Danmark hidtil har gjort mere end Sverige på dette område.

Sverige har ingen generelle forskrifter eller bindende regler for emissionen fra fyringsanlæg. Normale krav til anlæg på mere end omkring 10 MW fyret med træ, som kan være blandet med ”returtræ” er:

Støv: 20 – 50 mg/m³. Posefilter eller elektrofilter nødvendig. Normalt kræves AMS måling.

CO: 500 mg/m³ som timemiddelværdi og 250 mg/m³ som døgnmiddelværdi. Mange anlæg her ikke CO krav, men det er i de senere år blevet almindeligt med disse kravværdier. Nogen har lavere grænseværdier og krav om AMS.

NO_x: 60 – 80 mg/MJ svarende til ca. 200 mg/m³. Forbrændingstekniske tiltag eller rensning normalt nødvendig. Normalt kræves AMS.

Normalt stilles der ikke krav til processtyring, temperatur og opholdstid osv.

3.5 Danmark

Alle grænseværdier er ved 10% O₂.

Der er ingen krav og grænser til anlæg på mindre end 120 kW.

For anlæg der anvender træ der opfylder biomassebekendtgørelsens definitioner, bl.a. med krav om et limindhold på mindre end 1 %, gælder grænseværdierne i Tabel 3.17.

Tabel 3.17 Emissionsgrænseværdier for træfyrede anlæg

¹⁾ Støvemissionsgrænseværdien kan ved anvendelse af f.eks. kondenserende anlæg lempes til 100 mg/m³(n,t).

²⁾ For fyring med flis med højt barkindhold og stor nåleandel kan emissionsgrænseværdien hæves til 400 mg/normal m³.

I august 1998 har Miljøstyrelsen, på foranledning af en forespørgsel fra Århus Amt og Rosenholm Kommune, fortolket biomassebekendtgørelsen og andre bekendtgørelser således, at træ med mere end 1 % lim er at betragte som affald, som skal brændes i anlæg der er godkendt som affaldsforbrændingsanlæg, hvilket siden har været bredt praktiseret i amter og kommuner.

De mest relevante grænseværdier for affaldsforbrændingsanlæg, som også kan sammenlignes med andre landes grænseværdier for træ og træaffald er anført i Tabel 3.18.

Tabel 3.18 Emissionsgrænseværdier for (små) affaldsforbrændingsanlæg

¹⁾ Bekendtgørelse om affaldsforbrændingsanlæg. Nr. 41 af 14. januar 1998

²⁾ Direktiv 2000/76/EF af 4. december 2000 om forbrænding af affald

Miljøstyrelsens anbefalede krav og emissionskontrolregler for fyringsanlæg til træ i luftvejledningen, nr. 2/2001, er anført i Tabel 3.19.

Tabel 3.19 Kontrol, måling og regulering

4 Nyere emissionsmålinger

• 4.1 Støv, CO og NO_x
• 4.2 Dioxin og PAH

Der er samlet en række emissionsmålinger fra danske anlæg der fyres med trærester. Materialet er ikke særlig veldokumenteret. Det er vanskeligt at fremskaffe måleresultater, fordi der ikke findes så mange målinger, for det er de færreste virksomheder der har krav i deres miljøgodkendelse om dokumentationsmålinger på fyringsanlægget. Derudover er der forskel på hvilke parametre der er målt i de forskellige målerapporter. Måling af støv og CO er udbredt og i mindre grad måles NO_x. Måling af TOC og PAH er ikke almindeligt, men der er dog fundet to målinger af PAH.

4.1 Støv, CO og NO_x

Målerapporterne har sjældent nogen ordentlig angivelse af hvilket brændsel der er anvendt. At der er fyret med flis giver ikke nogen særlig god beskrivelse af brændslet, set i forhold til dette projekts definition af brændslet og formål med undersøgelsen. Målingerne og beskrivelserne i kapitel 4, viser dog tydeligt, at brændslets sammensætning og indhold af lim mm. har meget lille betydning for emissionerne af støv og CO, men i nogen grad for NO_x. Det er brændkammerets udformning og drift der bestemmer forbrændingens kvalitet og dermed dannelsen og emissionen af forureningskomponenter.

Tabel 4.1 Emissionsmålinger på anlæg fyret med rent træ eller lettere forurenet resttræ.

Målingerne giver et meget broget billede af emissionerne med enkelte meget høje værdier for CO og NO_x (markerede felter). De høje CO værdier er sandsynlig forårsaget af dårlige forbrændingsforhold. Målingerne 16, 21, 24 og 25 er 4 kedler, der brænder det samme brændsel. CO er relativt høje for alle kedler, men 7c og specielt 7d er meget høje, hvilket med rimelighed kan antages at skyldes anlægsbetingede forhold.

De høje NO_x målinger kan skyldes, at der anvendes limholdigt brændsel, og måske også en kombination af løvtræ og limholdigt brændsel, fx MDF plader fremstillet af løvtræ. Flere målinger viser dog tydeligt, at selvom der brændes spånpladeflis eller pladerester, så er NO_x emissionen ikke nødvendigvis markant højere end ved forbrænding af rent træ.

4.2 Dioxin og PAH

Målingerne 10 og 3 er foretaget på et 6,3 MW anlæg på Mariager Fjernvarmeværk i 2000, i forbindelse med målinger til miljøstyrelsens miljøprojekt, Måling af dioxinemissionen fra udvalgte sekundære kilder, Miljøprojekt nr. 649/2001, Ref. 5. Anlægget har en god forbrænding med kontinuert måling af O₂ og CO, med automatisk styring af brændsels- og lufttilførsel. Her blev der udført et måleprogram for dioxin ved anvendelse af rent træ og ved anvendelse af spånpladeflis. Samtidigt blev der målt PAH på to prøver.

Tabel 4.2 Dioxin og PAH fra 6,3 MW fjernvarmeanlæg

Som det ses, så er der ingen forskel på dioxinemissionen ved fyring med rent træ eller spånpladeflis. Værdierne er også meget lave i forhold til grænseværdien på 100 pg I-TEQ/m³(n,t,10%O₂), og de er yderligere på niveau med andre målinger på store biomassefyrede anlæg. Der foreligger desværre ikke oplysninger om den anvendte hærder i spånpladeflisen, men da emissionen ikke afviger fra rent træ, antages det at være en type, der ikke indeholder ammoniumklorid.

Flere målinger i Ref. 10, Ref. 11, Ref. 12 og Ref. 13 dokumenterer, at dioxinemissionen er væsentligt højere (5 – 10 gange), ved forbrænding af spånplade med ammoniumklorid som hærder, end for spånplader med ammoniumsulfat som hærder, i samme fyringsanlæg.

I Ref. 11, side 338, er der refereret en undersøgelse med tre forsøg med forbrænding af spånpladerester i det samme fyr, med et stigende mængde spånplade produceret med ammoniumklorid som hærder. Kloridindholdet steg fra 90 mg/kg til 920 mg/kg, og emissionen af dioxin steg fra 0,06 til 0,57 ng I-TEQ/m³(n,t).

Tilsvarende er forøgelsen af emissionen af dioxin endnu større ved forbrænding af træ med PVC i forhold til forbrænding af rent træ. Det skal dog bemærkes, at typen af fyringsanlægget og dermed forbrændingens kvalitet er mest betydende for det aktuelle niveau for dioxinemissionen.

PAH emissionerne er meget lave i forhold til emissionsgrænseværdien på 5.000 ng B[a]P-ækv/m³(n,t,10%O₂). Målingerne er på niveau med B-værdien for PAH, som er 2,5 ng B[a]P-ækv/m³

Samlet viser disse målinger, at ved en god forbrænding er der ikke forskel på emissionen af dioxin og PAH ved fyring med spånpladeflis i forhold til fyring med rent træ. Emissionerne er desuden meget lave og langt under emissionsgrænseværdierne.

I Miljøprojektet indgår også målinger på en manuelt fyret brændeovn fyret med rent træ, et lille stokerfyret træpillefyr.

Tabel 4.3 Emissionsfaktorer for dioxin for birkebrænde i 5 kW brændeovn

¹ Målt i fortyndingskanalen

Tabel 4.4 Emissionsfaktorer for dioxin for ovntørret bøg i 5 kW brændeovn

¹ Målt i fortyndingskanalen

Tabel 4.5 Emissionsfaktorer for dioxin for træpiller i 19 kW stokerfyr

Der findes således meget højere dioxinemissioner fra anlæg med dårligere forbrændingsforhold, dvs. manuel og batch indfyring og manuel indstilling af luftoverskud. De dårligere for forbrændingsforhold giver sig også tydeligt udslag i højere CO værdier.

5 Eksisterende emissionsbegrænsende foranstaltninger

• 5.1 Multicyklon
• 5.2 Posefilter
• 5.3 Ingen rensning
• 5.4 Emissionsmålinger på eksisterende fyringsanlæg
  • 5.4.1 Emissionsforhold ved rensning i multicyklon
  • 5.4.2 Emissionsforhold ved rensning i både multicyklon og posefilter

Som supplement til kortlægningen af de eksisterende fyringsanlæg, der fyrer med lettere forurenet resttræ, har vi bedt de kontaktede virksomheder oplyse om deres nuværende emissionsbegrænsende foranstaltninger og eventuelt bidrage med aktuelle emissionsdata, hvis de på et tidspunkt har fået foretaget emissionsmålinger.

De hyppigst installerede emissionsbegrænsende foranstaltninger er multicyklon og posefilter.

5.1 Multicyklon

En cyklon anvender centrifugalkraften til at slynge partiklerne ud til siden, således at den rensede røggas kan udledes fra cyklonens centrale rør. Princippet kan sammenlignes med en centrifuge, hvor vandet slynges ud af tøjet. I en cyklon er det afkastluften, der roterer. For at udnytte centrifugalkraften skal diameteren være så lille som mulig og indløbshastigheden så stor som mulig. Derfor anvendes overvejende multicykloner, som er et batteri af mange små cykloner.

Vores kortlægning viser, at på 78 % af fyringsanlæggene er der installeret multicyklon til rensning af røggassen.

5.2 Posefilter

Et posefilter er den mest almindelige teknik, når man taler om filtrerende udskillere. Princippet ved filtrerende udskillere er, at røggassen suges eller trykkes gennem en dug af naturligt eller syntetisk tekstil, hvorpå og hvori støvpartiklerne afsættes. Filtreringsmekanismen er en kombination af egentlig si-virkning, indfangning, diffusion og elektrostatisk tiltrækning. Filterelementet er som hovedregel poseformet, hvilket har givet anledning til navnet.

På omkring hvert tiende anlæg (11 %) er der installeret posefilter som supplerende rensning efter en multicyklon. Dette gælder udelukkende forholdsvis nye kedelanlæg, etableret i slutningen af 1990´erne og senere.

5.3 Ingen rensning

Endelig har vores kortlægning vist, at omkring hvert tiende anlæg (11 %) ikke har installeret nogen form for rensning og leder røggassen urenset til det eksterne miljø. Det er overvejende mindre anlæg af ældre dato, hvor der ikke foretages nogen rensning af røggassen.

Leverandørerne af kedelanlæg bekræfter, at tidligere blev stort set alle fyringsanlæg udelukkende udstyret med cyklon eller multicyklon til rensning af røggassen. I dag vil rensningen af røggassen overvejende foregå med multicyklon efterfulgt af posefilter.

5.4 Emissionsmålinger på eksisterende fyringsanlæg

Vores kortlægning viser endvidere, at på 56 % af anlæggene er der foretaget emissionsmålinger i forbindelse med opstart af anlæggene. Dette gælder både ældre og nyere anlæg. Omkring hver fjerde anlæg (26 %) er senere blevet bedt om at dokumentere sine emissionsforhold ved målinger.

10 af anlæggene har bidraget med oplysninger om aktuelle emissionsforhold. Virksomhederne har givet oplysninger om emissionsforhold ved vidt forskellige referencetilstande.

Vi har omregnet alle oplyste emissioner til referencetilstanden [mg/m³(n,t) ved 10 % O₂ ].

5.4.1 Emissionsforhold ved rensning i multicyklon

Efter omregning viser vores kortlægning, at aktuelle emissioner efter rensning i multicyklon ligger på niveauerne:

Partikler (støv):     60 - 270 mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

NO_x :                     600 – 1.200 mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

CO:                       100 - 450 mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

5.4.2 Emissionsforhold ved rensning i både multicyklon og posefilter

efter omregning viser vores kortlægning, at aktuelle emissioner efter rensning i både multicyklon og posefilter ligger på niveauet:

Partikler (støv):     < 10 mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

NO_x :                     800 mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

CO:                       300 - 500 mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

Emissionsniveauet af stofferne CO og NO_x reduceres som forventet ikke yderligere ved rensning i posefilter. Det er udelukkende partikelemissionen, der reduceres yderligere ved supplerende rensning i posefilter.

6 Muligheder for bedre emissionsbegrænsende foranstaltninger

• 6.1 Forbedringer i nye anlæg i de sidste årtier
• 6.2 Rensningsforanstaltninger
  • 6.2.1 Partikelrensning
  • 6.2.2 NO_x rensning
• 6.3 Grundprincipper for forbrænding af træ
• 6.4 Emissioner
  • 6.4.1 Partikulær emission
  • 6.4.2 Betydningen af brændslets kemiske sammensætning
  • 6.4.3 Fugtighedens betydning
  • 6.4.4 Brændslets kornstørrelse
  • 6.4.5 Luftoverskud og luftfordeling
  • 6.4.6 Dioxiner
  • 6.4.7 Styring af forbrændingen
• 6.5 Video-overvågning af forbrændingen

Emissionsbegrænsende foranstaltninger kan principielt ske på to måde - enten ved rensningsforanstaltninger - eller ved bedre forbrændingsbetingelser, så der dannes og emitteres mindre mængder forurenende stoffer. En kombination giver selvfølgelig det mest optimale resultat.

Det er generelt meget begrænset, hvilke muligheder for rensningsforanstaltninger, der er økonomisk realistiske at etablere på de generelt små fyringsanlæg, der findes i træindustrien. Ifølge undersøgelsen i kapitel 2 er kun 11 % af fyringsanlæggene større end 2 MW. I dette kapitel fokuseres der derfor meget på muligheder for at forbedre forbrændingsforholdene, idet der vurderes at være et stort potentiale for forbedringer, specielt på eksisterende og lidt ældre anlæg.

I dette kapitel gennemgås derfor:

• Forbedringer i nye anlæg i de sidste årtier
• Muligheder for bedre rensningsforanstaltninger
• Muligheder for emissionsbegrænsning ved bedre forbrænding

6.1 Forbedringer i nye anlæg i de sidste årtier

I den gennemførte spørgeskemaundersøgelse blandt kedelleverandører, har de alle oplyst, at tidligere, dvs. op til omkring 1990, var det normalt med multicyklonanlæg til partikelrensning, on/off styring af brændselsindfødningen, og manuelt indreguleret forbrændingsluftmængde. Denne type anlæg fungerer bedst med den bedste forbrænding og laveste emission ved maksimal belastning, hvor anlægget er indreguleret. Ved lavere last er forbrændingen ofte markant dårligere på grund af den manglende styring af forbrændingsforholdene.

I dag tilbyder leverandørerne almindeligvis som standard:

• multicykloner på anlæg mindre end 1 MW
• posefilter for anlæg større end 1 MW.
• iltmåling og styring af forbrændingsluften, så konstant ilt-koncentration kan opretholdes.
• trinløs styring af indfødning efter varmeforbrug
• CO måling på lidt større anlæg

Nye anlæg kan derved afhængigt af brændsel og den valgte styring reguleres fra 30 til 100% last og alligevel opretholde gode forbrændingsforhold i hele lastområdet.

Det skal tilføjes, at det er kunden, der i sidste ende bestemmer graden af udstyr på den leverede kedel, og at virksomheden kan spare penge ved at undlade at følge leverandørens anbefalinger.

Nye anlæg vurderes generelt at kunne overholde de foreslåede grænseværdier med den eksisterende teknologi, der tilbydes og anvendes.

6.2 Rensningsforanstaltninger

6.2.1 Partikelrensning

Partikelrensning er tidligere næsten altid sket med multicyklon anlæg, men i de senere år er posefiltre blevet standarden også på små anlæg ned til 1 MW for at emissionsgrænsen på 40 mg/m³ kan overholdes. Posefiltre er normalt meget effektive, og meget lave emissionsværdier kan opnås - normalt mindre end 10 mg/m³ og ofte også mindre end 1 mg/m³.

Posefiltre er væsentligt dyrere end multicykloner, både investeringsmæssigt og driftsmæssigt, idet poserne skal skiftes med nogle års mellemrum. Der er også risiko for at gløder fra forbrændingen antænde poserne, så de skal udskiftes i utide. Derfor bibeholdes normalt en multicyklon for at hindre, at gløder når frem til poserne. Der er også et større elforbrug til at overvinde det tryktab, som posefilteret forårsager.

I runde tal koster et 1 MW fyringsanlæg til træ med en lille silo og en multicyklon omkring 1 mio. kr. Prisen er nærmere 1,5 mio. kr., hvis anlægget leveres med posefilter. Posefiltre fordyrer således anlægsudgiften med ca. 50 %.

Et elektrofilter (el-filter) er et godt alternativ til et posefilter, da det er effektivt på emissioner fra forbrænding af biobrændsler, idet udskilningen af partikler fungerer bedre jo mere fugtig røggassen og partiklerne er. El-filtre har generelt en lidt dårligere udskilningseffektivitet end posefiltre.

El-filtre har driftsomkostninger til strømforbrug til elektroderne, mens tryktabet er minimalt. Etableringsomkostningerne for el-filtre er dog væsentligt større end for posefiltre på mindre anlæg, hvilket formentlig er hovedårsagen til den ringe udbredelse.

Med hensyn til partikelrensning vurderes den eksisterende teknologi at være den optimale i forhold til de opstillede emissionsgrænseværdier. For anlæg mindre end 1 MW er teknologien tilstede, således at anlæggene vil kunne overholde den lavere grænseværdi, der gælde for anlæg større end 1 MW. Men omkostningerne til rensningen vil derved komme til at udgøre omkring halvdelen af anlægsudgiften.

6.2.2 NO_x rensning

De gængse teknologier til NO_x-fjernelse på forbrændings- og fyringsanlæg er:

• Røggastilbageføring
• SCR
• SNCR
• Reburning

6.2.2.1 Røggastilbageføring

Ved røggastilbageføring recirkuleres en del af røggassen efter kedlen tilbage til brændkammeret.

På træfyrede kedler bliver effekten størst, når røggassen føres tilbage til primærluften, da NO_x’en hovedsageligt dannes ved forbrænding af organisk bundet kvælstof i træet og limen. NO_x emissionen kan reduceres i størrelsesordenen op mod 50 % med røggastilbageføring. Indreguleringen af systemet skal ske ved hjælp af kontinuerte målinger af NO_x.

Systemet er relativt nemt og billigt at installere på nye anlæg. Dele af røggassystemet skal dimensioneres til en større røggasmængde, der skal lidt ekstra røggaskanal, et par automatspjæld og en lille blæser. Merprisen for dette er ikke undersøgt nærmere, da det ikke er med i kedelleverandørerne standardprogram til det danske marked. En leverandør indikere en merpris i størrelsen 5 til 20 % af anlægsudgiften, afhængigt af kedlens størrelse og bestykning.

6.2.2.2 SCR

SCR er Selective Catalytic Reduction, hvor der indblæses ammoniak i røggassen ved 200-400 °C umiddelbart før en katalysator. Herved reduceres NO til N₂ gas. Virkningsgraden er typisk 80-90 %. Ulempen ved SCR er de relativt høje omkostninger til installation og drift (udskiftning af katalysator). Katalysatorerne har desuden vist sig at være følsomme overfor ”forgiftning” med bl.a. alkalimetal som forekommer ved forbrænding af især biobrændsler. Derfor bør der være enten et effektivt filter eller en vådvasker og genopvarmning af røggassen før katalysatoren, hvilket gør det urealistisk at anvende denne teknologi på mindre fyringsanlæg.

6.2.2.3 SNCR

SNCR er Selective Non Catalytic Reduction med typisk ammoniak eller urea (amin-baseret reagent), som indblæses i røggassen ved 900-1100 °C. Virkningsgraden er betydeligt lavere, omkring 50 %, afhængig af temperaturforhold i kedlen og opblandingsforhold. NO-reduktionen er karakteristisk ved at foregå i et relativt snævert temperatur-”vindue”, og dette begrænser den i praksis opnåelige virkningsgrad. Til gengæld er omkostningerne til installation og drift betydeligt lavere end for SCR, typisk en faktor 10, afhængig af anlægsstørrelse og ønsket NO_x-reduktion. På grund af restindhold af ammoniak efter katalysatoren, bør der også være en vådvasker, som kan opfange dette.

SNCR er ikke en anvendelig teknologi for mindre træfyrede anlæg, primært fordi temperaturforholdene ofte ikke kan opnås, da det kræver en god styring for at reduktionen kan ske i det snævre temperaturinterval. Men også restindholdet af ammoniak skal fjernes i en vådvasker.

6.2.2.4 Reburning

Ved reburning indblæses metan eller andre kulbrinter. Tilførsel af disse ved et passende temperaturniveau skaber en reducerende zone. Fordele og ulemper ved reburning er meget lig SNCR.

6.2.2.5 Konklusion

Den eneste realistiske rensningsmetode for NO_x på mindre træfyrede anlæg er derfor røggastilbageføring. På eksisterende anlæg vil det normalt være urealistisk at etablere røggastilbageføring, idet anlægget skal være dimensioneret til den større røggasmængde, der kommer i recirkulationskredsen. Ofte vil der heller ikke være plads til indbygning af de ekstra røggaskanaler.

Mindre fyringsanlæg til træ med røggastilbageføring er kommercielt tilgængelige i andre lande, specielt i Tyskland.

6.3 Grundprincipper for forbrænding af træ

For at opretholde en god forbrænding af træ er der visse grundlæggende forhold der skal være opfyldt.

• Der skal sikres en høj opblanding af brændslet og ilt (luft) i et bestemt forhold.
• Der skal være en stråling af varme fra det antændte brændsel til det indkommende brændsel, for at forbrændingen kan forløbe

Forbrændingskvaliteten af det anvendte træbrændsel og de resulterende emissioner er afhængige af:

• Træsorten
• Træets vandindhold
• Partikelstørrelse og størrelsesfordeling
• Brændkammerets udformning og princip
• Luftoverskud
• Lufttilførsel og opblanding
• Forgasningsforhold
• Indhold af lim, overfladebelægninger mv.

Forbrændingens kvalitet er stærkt afhængig af belastningen på brændkammeret. Hvis brændkammeret er for lille, så anlægget ofte overbelastes med gasser fra en voldsom pyrolyse og forgasning det ekstremt tørre træ, formindskes udbrændingseffektiviteten, og emissionerne stiger.

6.4 Emissioner

Ved forbrænding af træ og lettere forurenede trærester, vil der blandt andet dannes og emitteres følgende stoffer:

Partikulært:    Aske

                       Uforbrændte træpartikler

                       Tjærestoffer (aerosoler)

                       Sod

Gasser:            CO

                       Organiske forbindelser (total C)

                       NO_x

                       HCl

                       SO₂

Polycykliske aromatiske hydrocarboner (PAH) emitteres bundet til partikler.

Dioxiner og Furaner (PCDD/PCDF) vil også forekomme bundet til partikler.

Afhængigt af det aktuelle brændsel, styringen af forbrændingen og anlæggets aktuelle røggasrensningssystem, vil de nævnte forureningskomponenter dannes og emitteres i varierende omfang.

6.4.1 Partikulær emission

Jo dårligere forbrændingen er, jo mere tjære, sod og uforbrændte træpartikler bliver der dannet. For høj primærluftmængde gennem brændselslaget kan forårsage medrivning af mindre partikler.

6.4.2 Betydningen af brændslets kemiske sammensætning

Test med forbrænding af forskellige typer træ har vist, at disse forskelligheder i træ, har forsvindende betydning for forbrændingen i forvarmede og lukkede forbrændingskamre. Andre faktorer som luftoverskud, princip for lufttilførsel, brændselsindfødningsmetode, samt træets fugtindhold og størrelse er meget vigtigere. Reproducerbare forskelle er kun fundet for NO_x emissionen.

6.4.3 Fugtighedens betydning

Vandindholdet reducerer brændslets brændværdi, idet en del af varmen skal anvendes til at fordampe vandet. Vådt træ har en lille brændværdi, og forbrændingskammeret skal isoleres med ildfaste og varmeisolerende sten. Forbrændingskammeret vil derfor normalt være designet til at brænde træ i et bestemt fugtighedsinterval.

Hvis forbrændingskammeret er beregnet til vådt træ, og der benyttes tørt træ, kan forbrændingstemperaturen blive så høj, at der dannes betydelige mængder termisk NO_x. Benyttes derimod vådt træ i et forbrændingskammer, der er beregnet til tørt træ, og derfor kun har lidt eller ingen udmuring med ildfaste sten, kan forbrændingstemperaturen være alt for lav, så forbrændingen ikke forløber ordentligt, med udslip af store mængder CO, PAH og uforbrændte kulbrinter.

Det er derfor yderst vigtigt, at forbrændingskammeret er indrettet til at brænde den type træ, med det fugtindhold, der anvendes.

6.4.4 Brændslets kornstørrelse

Jo større brændselspartiklerne er, jo længere tid tager forbrændingsprocessen for hver enkelt partikel. Små partikler, fx savsmuld brænder hurtigt, idet de små partikler hurtigt tørrer, forgasser og brænder, så der opnås en høj forbrændingsintensitet.

En brændeknude brænder derimod langsomt, og der går meget lang tid før den er udbrændt. Den tørrer hurtigt på overfladen, men varmen er lang tid om at trænge helt ind til midten af brændeknuden.

Det er derfor vigtigt, at det anvendte brændsel er nogenlunde homogent, og at det ikke indeholder meget store stykker træ, som er længe om at brænde. Brændslet må heller ikke blive for fint, med for meget fint savsmuld og pudsestøv, da det kan blokere for en jævn fordeling af primærluften op gennem risten, og give zoner med ilt-underskud, som kan medføre forøgede emissioner af CO, PAH og kulbrinter.

Det bedste er en blanding af fine og grovere partikler, som giver struktur, således at primærluften nemt kan passere jævnt igennem brændselslaget.

Samlet er det vigtigste, at anlægget er egnet til at forbrænde brændsel med den kornstørrelsesfordeling, der er i det anvendte brændsel, og at brændslet er homogent, således at der ikke forekommer store udsving i kornstørrelsesfordelingen.

For at sikre stabile og gode forbrændingsforhold skal fyringsanlæggets indfødningssystem, brændkammer og kedel først og fremmest være tilpasset brændslets egenskaber, men det er også meget vigtigt, at kedelydelsen er tilpasset virksomhedens varmebehov. Fyringsanlæggets optimale driftspunkt i forhold til emissionerne bør svare til det varmeforbrug virksomheden har i hovedparten af årets driftstimer. I principper er det også ved denne belastning af anlægget at eventuelle emissionsmålinger bør udføres.

Fyringsanlæg med meget stort reguleringsområde kan have relativt dårlige forbrændingsforhold i det lav lastområde. Dette skyldes den lavere lufthastighed og mindre belastning af brændkammeret.

Opblandingen af forbrændingsluften kan sikres at være god ved lav last, enten ved at designe udformningen af tilsætningen af forbrændingsluften til den laveste lufthastighed, eller ved at nogle af kanalerne lukkes med automatspjæld.

Forbrændingens kvalitet er stærkt afhængig af belastningen på brændkammeret, dvs. størrelsen i forhold til mængden, der brændes per tidsenhed. Hvis brændkammeret er for lille, så anlægget ofte overbelastes med gasser fra en voldsom koksudbrænding af det ekstremt tørre træ, formindskes udbrændingseffektiviteten og emissionerne stiger, fordi opholdstiden bliver for kort til at alle pyrolysegasserne når at brænde. Modsat kan emissionerne også stige ved lav last, hvis temperaturen falder, så nogle af pyrolysegasserne ikke brændes så effektivt. Figur 1 viser sammenhængen mellem opholdstid og forbrændingseffektivitet ved 750 °C for nogle gasser.

Figur 1 sammenhængen mellem opholdstid og forbrændingseffektivitet ved 750 °C for udvalgte gasser

Det er således vigtigt, at der kan opretholdes en tilstrækkelig høj temperatur i forbrændingszonen i hele reguleringsområdet.

6.4.5 Luftoverskud og luftfordeling

Et givent brændsel kræver en vis mængde luft (ilt) for at forbrænde fuldstændigt, kaldet den støkiometriske luftmængde. I praksis vil forbrændingen altid ske med et luftoverskud, da det ikke er muligt at få en tilfredsstillende forbrænding med den støkiometriske luftmængde. For forbrænding af træ anbefaler Marutzky (Ref. 10), at mængden ikke overstige 150 % af den støkiometriske mængde, hvilket for træ svarer til ca. 7,5 % O₂. Det opnåelige luftoverskudstal afhænger i høj grad af fyringsteknologien. Store og gode forbrændingsanlæg med avanceret styring kan fungere med et meget lille luftoverskud, svarende til 3–5 % O₂, mens mindre anlæg med ringe styring behøver et større luftoverskud, svarende til omkring 10 % O₂ eller mere, for at få en bare nogenlunde forbrænding.

Det er meget vigtigt, at forbrændingsluften tilsættes på de steder (zoner), hvor der er behov for den. En dårlig luftfordeling kan give høje emissioner af CO, etc. og dårlig udbrænding, selv om den samlede luftmængde er korrekt.

6.4.6 Dioxiner

Tre forhold er meget væsentlig for dannelse og emission af dioxiner fra forbrænding af lettere forurenede trærester:

1. forbrændingsforholdene, idet dårlig forbrænding giver mere dioxin.
2. støvrensningens effektivitet, idet dioxinerne mest findes på de mindre partikler.
3. indholdet af klorid og visse metaller i brændslet, idet højere kloridindhold giver mere dioxin, ligesom visse metaller gør, specielt kobber, ved at katalyserer dannelsen af dioxin.

Der anbefalede krav om gode forbrændingsforhold, ved krav til CO emissionen samt iltmåling og -styring sikrer, at betingelserne er til en lav dioxinemission.

De anbefalede krav til partikelemissionen sikrer, at anlæg større end 1 MW har en partikelrensning, idet den mest udbredte partikelrensning er posefiltre, som også giver en god tilbageholdelse af de mindre partikler, hvortil dioxiner hovedsageligt er bundet.

Rent træ indeholder meget lave koncentrationer af klorid, mens der kan være betydeligt mere i lettere forurenede trærester, på grund af anvendelsen af ammoniumklorid som hærder i limsystemer, specielt UF og MUF lime, der normalt anvendes i spån- og MDF plader, samt PCV i overfladebelægninger. Flere målinger viser en betydeligt højere dioxinemission ved forbrænding af denne type trærester end ved forbrænding af rent træ. Dette kan undgås, ved at undlade at bruge PVC-holdige overfladebelægninger og plader med ammoniumklorid som hærder. Alternative hærdere, ammoniumsulfat og ammoniumnitrat, medfører dog lettere forhøjede emissioner af andre stoffer, som SO₂ og NO_x.

Emissionen af dioxiner kan reduceres ved rensning, typisk ved absorption på aktivt kul, som tilsættes røggassen før filteret, hvor det udskilles. Herved kan koncentrationen reduceres til væsentligt under 0,1 ng I-TEQ/m³. Rensning er dyr og anvendes sjældent på anlægsstørrelser op til få MW, der er mest udbredt i træindustrien. Mindre anlæg, med høje dioxinemissioner som fx forbrændingsanlæg til hospitalsaffald har (eller bør have) dioxinrensning.

6.4.7 Styring af forbrændingen

Styringen af forbrændingen er indlysende af stor betydning for forbrændingens kvalitet og dermed emissionernes størrelse. Enhver ændring i driften, fx ved start eller stop af indfødning af brændsel eller et øget eller reduceret varmebehov, vil ændre driftspunktet og påvirke forbrændingens kvalitet, og dermed give anledning til forøgede emissioner. Forsøg med online målinger har vist, at selv relativt små ændringer i driften medfører markant øgede emissioner af fx CO og kulbrinter (bl.a. PAH), og effekten kunne måles i nogen tid efter påvirkningen (Ref. 9).

En god styring af anlægget, der dels sikrer gode og konstante forbrændingsforhold, og glidende overgange ved ændringer i varmeforbruget er meget vigtigt for at opnå de laveste emissioner.

Derfor anbefales det, at alle anlæg - både nye og eksisterende - skal/bør være forsynet med iltmåling og automatisk styring og regulering af forbrændingsluftmængden, så konstant O₂-koncentration i røggassen kan opretholdes. Desuden bør indfødningen af brændslet ske trinløst efter varmeforbruget på nye anlæg, og på eksisterende anlæg i den udstrækning, det er muligt at eftermontere. On/Off styring af indfødningen vil påvirke forbrændingens kvalitet mærkbart i negativ retning, men med iltmåling og styring bliver effekten mindre, og bør accepteres på eksisterende anlæg hvor trinløs regulering ikke er mulig.

6.5 Video-overvågning af forbrændingen

Erfaringerne med videoovervågning af forbrændingsprocessen i anlæg med bevægelig rist er meget positive og benyttes på næsten alle affaldsforbrændingsanlæg og på mindst to fjernvarmeværker. Placeres kameraet over risten, så synsfeltet dækker hele risten, vil driftspersonalet på en monitor i kontrolrummet tydeligt kunne se overfladen af brændselslaget og kunne afsløre mange "forbrændingsfejl", fx:

• Dårlig brændselsfordeling pga. ujævn indfødning eller transport på risten
• Dårlig primærluftfordelig, der giver ujævn forbrænding
• Lokale forskelle i brændselslagets tykkelse
• Tilbagebrænding
• Gløder i aske/slagge-faldet
• Ændringer i forbrændingsmønstret, når brændslets sammensætning eller struktur varierer

Koksforbrændingsfasen, som kun vanskeligt kan identificeres med det blotte øje, vil tydelige kunne ses, og dens bevægelse frem og tilbage på risten vil kunne følges.

Benyttes et CCD-kamera, der er følsomt i det nær-infrarøde område (NIR), og et optisk filter, der fjerner synlig lys, vil kameraet kunne se endnu tydeligere igennem flammerne. Sod og glødende partikler vil dog altid sløre billedet af overfladen af brændselslaget.

Video-overvågning vil kunne give meget værdifulde oplysninger om de lokale forbrændingsforhold på risten og på længere sigt give fabrikanterne vigtige informationer til optimering af deres fyringsanlæg.

Videoovervågningssystemer er relativt billige (10-20.000 kr.) og vil kunne erstatte eller supplere en CO-måler. Et CCD-kamera med optisk filter, der måler i NIR-området vil være en smule dyrere.

På store anlæg vil video-overvågningen kunne udvides med et vision-system, der med online billedeanalyse automatisk vil kunne indgå i anlæggets proceskontrolsystem og regulere fx primærluft-fordelingen, mm.

Video-overvågning er ikke ret udbredt, men på grund af de gode erfaringer ser vi et stort potentiale i, at det kan bidrage meget positivt til at forbedre for-brændingskvaliteten på træfyrede anlæg. Sammenholdt med den lave pris, vil vi stærkt anbefale industrien og kedelleverandørerne at afprøve og indføre denne teknologi i træfyrede anlæg.

7 Forslag til emissions-grænseværdier

• 7.1 Generelt
• 7.2 Emissioner ved forbrænding
  • 7.2.1 Indhold af C, O og H (kulstof, oxygen og hydrogen)
  • 7.2.2 Indhold af N (kvælstof)
  • 7.2.3 Indhold af Cl (klorid)
  • 7.2.4 Indhold af S (svovl)
  • 7.2.5 Indhold af øvrige stoffer
  • 7.2.6 Sammenfatning
• 7.3 Udenlandske grænseværdier for tilsvarende anlæg
• 7.4 Forslag til grænseværdier
  • 7.4.1 Partikler
  • 7.4.2 Carbonmonoxid (CO)
  • 7.4.3 Kvælstofoxider, NO_x
  • 7.4.4 Opsummering af grænseværdier for støv, CO og NO_x
• 7.5 Grænseværdier i Danmark for andre energianlæg

7.1 Generelt

Grænseværdierne i Danmark er i langt de fleste bekendtgørelser og vejledninger opdelt i følgende størrelser

a)     Større end eller lig med 0,12 MW og mindre end 1 MW

b)      Større eller lig med 1 MW og mindre end 5 MW

c)      Større eller lig med 5 MW og mindre end 50 MW

d)     Større end 50 MW

Dette projekt omhandler kun anlæg mindre end 50 MW, idet energianlæg større end 50 MW er omfattet af en særlig bekendtgørelse (pt. Miljøministeriets bekendtgørelse nr. 689 af 15 oktober 1990). I denne bekendtgørelse er der særlige grænseværdier for de forskellige parametre.

Det vil derfor være naturligt at opstille undersøgelsens resultater i disse størrelser, samt videre fremover i forslag til grænseværdier at fastholde denne gruppering.

7.2 Emissioner ved forbrænding

Ved forbrænding af trærester, uanset om de det drejer sig om rent træ eller lettere forurenede trærester, dannes større eller mindre mængder af forskellige forurenende stoffer. Nogle af disse stoffer, som CO, hydrocarboner (HC), tjærestoffer og sod, dannes ved ufuldstændig forbrænding af de brændbare komponenter. Andre stoffer som NO_x, hydrogen-halogener (HCl/HF) og tungmetaller kommer fra indholdet af elementer i brændslet. SO₂ er normalt af mindre betydning, fordi indholdet af svovl i træ og i lettere forurenede trærester normalt er meget lavt.

I Tabel 7.1 er opstillet en oversigt over, hvilke emissioner der kan forekomme ved afbrænding af træ, samt hvad der er hovedårsag til emissionen.

Tabel 7.1 Emissioner og årsag til emissioner ved træfyring.

Årsagen til de forskellige emissioner er dels materialets indhold af forskellige komponenter og dels forbrændingsforholdene. Hvis forbrændingsforholdene var ens, hvad ville indholdet af forskellige komponenter i brændslet så medføre af emissioner ved afbrænding af resttræ i forhold til afbrænding af rent træ? I Tabel 7.2 er vist, hvordan indholdet af komponenter er i rent træ og resttræ.

Tabel 7.2 Indhold af forskellige grundstoffer og aske i forskellige materialer.

7.2.1 Indhold af C, O og H (kulstof, oxygen og hydrogen)

Disse stoffer udgør normalt langt det største indhold i brændsler. Indholdet af C, H og O, der forventes i resttræ, er på samme niveau som ved almindeligt træ, idet indholdet af lim kun udgør en mindre del (< 15%) af den samlede masse. Limenes kemiske sammensætning ligger desuden tæt på rent træ. Ved optimale forbrændingsforhold vil de blive omdannet til H₂O og CO₂.

7.2.2 Indhold af N (kvælstof)

I fossile brændsler som naturgas, gasolie og fuelolie ligger indholdet af kvælstof typisk fra < 0,05% til ca. 0,5 %. Analyser af resttræ viser, at kvælstofindholdet er ca. 3 %. Alene på denne baggrund kan der forventes væsentlig højere emissioner af NO_x end for de øvrige brændsler.

Kvælstofholdige komponenter giver en positiv effekt på oxidationsprocesserne. Derfor kan UF og MF lime og ammoniumsalte i trærester, reducere dannelsen af CO og HC signifikant, i forhold til forbrænding af rent træ. Ved forbrænding af blandet lettere forurenet trærester kan indholdet af disse stoffer derfor opveje den hæmmende virkning af alkalimetaller. Mekanismen for denne forbrændingsfremmende effekt er dog ikke kendt.

7.2.3 Indhold af Cl (klorid)

Rent træ har et meget lavt indhold af klorid, mellem 0,003 og 0,01 %. Højere klorid indhold kan ofte findes i resttræ fra træ- og møbelindustrien på grund af anvendelse af ammoniumklorid som hærder i limen i primært MDF- og spånplader. Anvendelsen af ammoniumklorid som hærder i produktionen af MDF- og spånplader blev i Tyskland udfaset i begyndelsen af 90’erne på grund af miljøproblemer ved forbrænding. Status for anvendelse af hærdere i andre lande er ukendt, og det vides derfor heller ikke, hvilke hærdere der er anvendt i importerede plader. Ammoniumklorid anvendes som hærder i dansk producerede spånplader.

Ved forbrænding frigøres klor fra ammoniumklorid og denne klor danner saltsyre (HCl). Sådanne halogenholdige forbindelser dannet ved forbrænding er meget reaktive, og noget omdannes derfor til mindre flygtige salte ved reaktion med den alkaliske aske eller konstruktionsmaterialerne i røggassystemet (korrosion).

Ifølge Ref. 21 vil mindre end 2 % af kloriden i en ammoniumklorid hærder emitteres som HCl, mens Ref. 12 angiver andelen til 5 %.

Typiske indhold af hærder i spån- og MDF plader er opgivet i afsnit 1.1.5 og 1.1.6. Disse tal svarer til forbruget af hærder, og kan ikke umiddelbart anvendes til at beregne klorid- eller svovlindholdet i pladerne, fordi noget af det emitteres som HCl og SO₂ under fremstillingsprocessen.

Under antagelsen af, at halvdelen af kloriden fra hærderen forsvinder under produktionsprocessen, og kun 5 % emitteres som HCL ved forbrændingen, så vil anvendelse af 0,7 % ammoniumklorid til fremstillingen, medføre en emission af HCl på maksimalt 11 mg/m³(n,t).

7.2.4 Indhold af S (svovl)

Svovlindholdet i rent træ er meget lavt, mindre end 0,01 %. Højere svovl-indhold kan ofte findes i resttræ fra træ- og møbelindustrien på grund af anvendelse af ammoniumsulfat som hærder i limen i primært MDF- og spånplader.

De samme forhold, som er nævnt i forrige afsnit om ammoniumklorid, gør sig gældende for ammoniumsulfat, men der er ikke fundet referencer, som giver tal for den andel, der emitteres ved forbrænding. Det antages at være i samme størrelsesorden som for klorid.

Under antagelsen af, at halvdelen af sulfaten fra hærderen forsvinder under produktionsprocessen, og at op til 10 % emitteres som SO₂ ved forbrændingen, vil anvendelse af 0,7 % ammoniumsulfat til fremstillingen medføre en koncentrationen af svovl i pladen på 0,08 % og en emission af SO₂ på maksimalt 33 mg/m³(n,t). Denne værdi er så lav, at vi ikke mener, at der er behov for en emissionsgrænse for SO₂.

7.2.5 Indhold af øvrige stoffer

I Danmark har tidligere været anvendt og tilladt imprægneringsmidler til træ indeholdende uorganiske stoffer, som arsen, bor, zink og tungmetaller. Stoffer som calcium, jern, bly, titan m.m. kan forekomme i lak, maling, laminat og andre overfladebelægninger. Flere af disse stoffer er specielt problematiske, fordi de ikke kun er meget giftige, men også flygtige ved almindelige forbrændingsforhold. Eksempler er arsen og bly, som er, eller har været, ingredienser i træ imprægnerings- og –beskyttelsesmidler. For andre stoffer som krom, kobber, bly, tin og zink, vil en mindre del ende som forurening i røggassen ved forbrænding. Kobber vil dog indgå som katalysator i dannelsen af dioxiner, og signifikant påvirke dannelsen. Kun nogle få uorganiske ingredienser, som fosfor, jern, titan og bor, ser ud til at være uskadelige ved forbrænding, men de kan muligvis alligevel være problematiske. F.eks. er borsalte kendt som forbindelser med lav toksicitet og lav flygtighed, men anvendt som brandhæmmere, kan de medføre en dårligere forbrænding, og dermed en forøgelse af de stoffer som følger af ufuldstændig forbrænding. Forsøg med forbrænding af træ imprægneret med borsalte, har overraskende vist en stor boremission. Det ser ud til, at ved forbrændingen bringen bor først på gasfase, og derefter oxideres det til elementær boroxid, som kondenserer i meget fine partikler, som er meget vanskelige at fange i almindelige støvfiltersystemer.

7.2.6 Sammenfatning

Selv når der er stillet krav til de materialer, der må forbrændes som resttræ (se afsnit 1.2), er det meget nødvendigt, at det sikres, at forbrændingen sker under optimale forhold.

Det vurderes ikke nødvendigt at fastsætte en grænseværdi for HCl pga. forbud mod PVC.

Sammenholdt med udenlandske regler for forbrænding af lettere forurenet resttræ, som beskrevet i kapitel 2, anbefales derfor kun fastsat emissionsgrænseværdier for partikler, CO og NO_x, samt en række krav til anlægget, med det formål at sikre en god forbrænding, hvorved emissionen af stoffer som TOC, tjærestoffer, PAH og dioxiner vil være lave.

Den forventede emission af SO₂, hvis der benyttes ammoniumsulfat som hærder, er så lav, at vi ikke mener, at der er behov for en emissionsgrænse for SO₂.

7.3 Udenlandske grænseværdier for tilsvarende anlæg

Hvilke grænseværdier gælder i en række andre lande? Dette er nærmere beskrevet i kapitel 2

I Tabel 7.3 er opstillet undersøgelsens hovedresultater opdelt i de tre førstnævnte grupper (a, b og c). Gruppe d er ikke medtaget i opstillingen, da der her gælder samme regler for alle lande (EU-direktiv), og da dette projekt ikke omfatter denne størrelse anlæg.

Tabel 7.3 Grænseværdier i andre lande i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

- ingen grænseværdier

¹ gælder fra 2 MW

²gælder fra 0,5 MW

³gælder fra 1,5 MW

⁴gælder fra 10 MW

⁵gælder fra 20 MW

Hvis grænseværdierne for denne type anlæg i Danmark skal afspejle grænseværdierne i de undersøgte lande vil værdierne skulle være indenfor de i Tabel 7.4 viste intervaller.

Tabel 7.4 Grænseværdier i andre lande i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

7.4 Forslag til grænseværdier

Emissionsgrænser for anvendelse af resttræ i kedelanlæg mindre end 50 MW er vurderet ud fra fire hovedprincipper.

1. Grænseværdier gældende for andre brændsler.
2. Grænseværdier gældende i andre lande.
3. Mulige rensningsteknikker.
4. Miljømæssige aspekter.

I det følgende er der vurderet forslag til grænseværdier for de tre parametre efter disse grundlag.

7.4.1 Partikler

En oversigt over de enkelte princippers muligheder er vist i Tabel 7.5.

Tabel 7.5 Sammenligning af emissionsgrænser for partikler i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂.

For anlæg under 1 MW viser betragtningerne, at grænseværdien for støv bør ligge mellem 200 - 300 mg/m³(n,t) ved 10 % O₂ . Med en emissionsgrænse på 300 mg/m³ (n,t) ved 10 % O₂, vil der være en vis sikkerhed i overholdelse af grænseværdien under anvendelse af simpel partikelrensningsteknologi som cyklonanlæg med en rensningsgrad til ca. 200 mg/m³ eller fyringsteknologi med lav støvemission.

For anlæg med en indfyret effekt større end 1 MW og mindre en 50 MW bør den vejledende grænseværdi i følge Tabel 7.5 være mellem 28 og 183 mg/m³(n,t) ved 10% O₂, idet værdierne sammenlignet på tværs ikke giver anledning til at skelne mellem anlæg større eller mindre end 5 MW. En grænseværdi under 150 mg/m³(n,t) ved 10% O₂ kan kun overholdes med rimelig sikkerhed, hvis der

• installeres posefilter eller tilsvarende rensningsmetode
• anvendes en kondenserende enhed i røggasstrømmen eller,
• anvendelse af alternativ fyringsteknologi med lav støvemission.

Grænseværdien for støv kan fastsættes ud fra to principielle modeller, eller kombination heraf.

• Den bedste rensningsteknik
• Den bedste fyringsteknologi

Den bedste rensningsteknologi vil direkte lægge sig op ad posefilteret med en præstation på 10 mg/m³(n,t) ved 10%O₂, svarende til en anbefalet grænseværdi på 20 - 40 mg/m³(n,t) ved 10%O₂.

Anvendelse af modellen til bedste rensningsteknologi vil i praksis på sigt betyde en stadig skærpet grænseværdi. Herved fjernes imidlertid incitamentet til at udvikle nye fyringsteknologier med lav støvemission. I dag er til eksempel en ny teknologi - 2 trinsforbrænding - næsten færdigudviklet. Denne teknologi lover en støvemission fra anlæg på 50 - 100 mg/m³(n,t) ved 10% O₂ uden nogen form for rensning af partikler i røggassen. En grænseværdi efter bedste rensningsteknik vil derfor gøre denne eller andre teknologiudviklinger mindre attraktiv.

Anvendes i stedet den mulige fyringsteknologi som model, kan grænseværdien for støv fastsættes til 40 - 80 mg/m³(n,t) ved 10% O₂ for kondenserende anlæg og eksempelvis 100 mg/m³(n,t) ved 10% O₂ for nye fyringsteknologier, der ikke anvender nogen form for partikelrensning (fx 2-trinsforbrænding).

Hovedkonklusionen er derfor, at der bør anvendes en maksimal emissionsgrænse for støv på 80 - 100 mg/m³(n,t) ved 10% O₂ for kondenserende anlæg og nye fyringsteknologier, hvor der ikke etableres yderligere rensningsanlæg. For anlæg, der bygger på fyringsteknologi med efterfølgende støvfilteranlæg, skal anlægget forsynes med posefilter eller tilsvarende rensningsteknologi. Herved bør der for disse anlæg gælde en reel grænse på max. 40 mg/m³ (n,t) ved 10% O₂.

På baggrund af undersøgelserne finder dk-TEKNIK derfor at de vejledende grænseværdier bør være som vist i Tabel 7.6.

Tabel 7.6 Forslag til vejledende grænseværdier for partikler i mg/m (n,t) ved 10 % O₂.

De foreslåede grænseværdier svarer til de grænseværdier, der gælder for fyringsanlæg, der anvender rent træ.

7.4.2 Carbonmonoxid (CO)

7.4.2.1 CO-dannelse

Ved forbrænding vil brændslets indhold af kulstof (C) oxideres til kulstofilter (CO₂ og CO). Er der ikke tilstrækkelig med ilt tilstede til en fuldstændig forbrænding (understøkiometrisk forbrænding), eller hvis temperaturen er for lav, vil der dannes CO samt uforbrændte carbonhydrider (UHC), herunder PAH (Polycykliske Aromatiske Kulbrinter) m.m. En reduktion af oxygen med det formål at begrænse NO-dannelsen kan således give anledning til andre væsentlige uønskede emissioner af bl.a. CO. Det er vigtigt ved forbrænding at sikre forbrændingskvaliteten.

I omgivelserne har CO ingen stor miljømæssig betydning. Der er således ikke fastlagt en B-værdi for CO.

7.4.2.2 Grænseværdier

Tabel 7.7 Sammenligning af emissionsgrænser for CO i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂.

Erfaringer fra andre typer biobrændselsanlæg viser, at der er behov for en lav emissionsgrænse for CO for at sikre en god forbrænding. Dette afspejler sig også tydeligt i emissionsgrænserne i Holland, Østrig og Tyskland.

Ved sammenligning af de gældende grænseværdier for CO fra disse lande, finder dk-TEKNIK, at de vejledende grænseværdier for fyring med lettere forurenet trærester bør fastsættes til de i Tabel 7.8 angivne værdier.

Tabel 7.8 Forslag til vejledende grænseværdier for CO i mg/m (n,t) ved 10 % O₂.

De foreslåede grænseværdier for nye anlæg er lavere end de tyske grænseværdier, men højere end de Østrigske. For eksisterende anlæg, der reguleres ved revision af miljøgodkendelse eller ved påbud, anbefales grænseværdien for CO fastsat til noget højere værdier, som dog er lavere end grænseværdierne ved anvendelse af rent træ, fordi det vurderes, at det kan være vanskeligt at forbedre forbrændingsforholdene tilstrækkeligt i nogle ældre anlæg.

Der forventes ikke problemer for nye anlæg med at overholde de foreslåede grænseværdier, men mange eksisterende anlæg må forventes at skulle gennemgå forbedringer, med bl.a. iltmåling og styring af forbrændingsluften, samt eventuelt forbedringer i fyrboksen med ildfast udmuring og/eller ændringer i tilførslen af forbrændingsluften, for at de foreslåede grænseværdier kan overholdes.

For eksisterende anlæg, der reguleres ved revision af miljøgodkendelse, bør der gives en rimelig tidsfrist, f.eks. op til maksimalt 2 år, til indførelse af nødvendige forbedringer af fyringsanlægget, så emissionsgrænser og øvrige krav kan overholdes.

7.4.3 Kvælstofoxider, NO_x

7.4.3.1 NO_x-dannelse

Ved forbrændingsprocesser dannes blandt andet nitrøse gasser, nitrogenoxider. De mest dominerende er nitrogenoxid (NO) og nitrogendioxid (NO₂). Disse to gasser omtales sammenhængende som NO_x. NO_x-emissionen beregnes vægtmæssigt som NO₂^[1].  I røggassen fra forbrændingsprocessen vil typisk 90 - 95% (molforhold) af den samlede NO_x-emission bestå af NO, resten vil være NO₂.

I atmosfæren oxideres NO til NO₂, der igen kan omdannes til HNO₃ (salpetersyre). Dette sker bl.a. ved reaktion med ozon (O₃) eller carbonhydrider. Salpetersyre medvirker til forsuring af nedbøren.

Ved forbrænding af brændsler er følgende mekanismer for dannelse af NO_x dominerende:

• promte NO_x-dannelse (brændsels-NO_x)
• termisk NOx-dannelse

NO_x-dannelsen er meget afhængig af indholdet af kvælstof i det brændsel, der anvendes. I fossile brændsler som naturgas, gasolie og fuelolie ligger indholdet af kvælstof i brændslet typisk fra < 0,05% til ca. 0,5 %. Analyser af resttræ jævnfør afsnit 1 viser, at kvælstof-indholdet er ca. 3 %. Alene på denne baggrund kan der forventes væsentlig højere emissioner af NO_x end for de øvrige brændsler.

Kvælstoffet i brændslet bliver omdannet til NO_x og frit kvælstof (N₂). Lettere forurenede trærester med højt indhold at kvælstofholdig urea-formaldehyd lim (UF, MUF lim), specielt MDF- og spånplader, indeholder mellem 3 og 5 % kvælstof. I forhold til forbrænding af rent træ, kan NO_x emissionen være 2 til 4 gange højere ved forbrænding af trærester med stor andel af MDF- og/eller spånpladerester, selvom kvælstofindholdet kan være op til 25 gange højere. Rent træ har et kvælstofindhold på 0,2 til 0,5 %.

Der er ikke en lineær sammenhæng mellem indholdet af kvælstof i trærester og omdannelsen til NO_x ved forbrændingen. Jo mere kvælstof, der er i brændslet, jo mindre andel af dette kvælstof omdannes til NO_x - og jo større andel omdannes til frit, gasformigt kvælstof (N₂). Alligevel er emissionen af NO_x relativ høj, og i mange tilfælde også højere end de udenlandske grænseværdier.

Figur 2: NOx emissionen som funktion af kvælstofindholdet i brændslet.

I er NO_x emissionen som funktion af nitrogen indholdet i brændslet.

II er omdannelsesraten for kvælstof i brændslet.

Termisk NO_x dannes primært i flammen. Afgørende faktorer for dannelsen er bl.a. O₂-koncentration, opholdstid og temperatur. Den største NO_x-dannelse opnås ved svagt overstøkiometrisk forbrænding, dvs. en forbrænding med lille ilt-overskud og høj forbrændingstemperatur. Denne mekanisme har ikke stor indflydelse ved forbrændingen af resttræ, da ilt-overskudet normalt er relativt højt og forbrændingstemperaturerne lave.

Hvordan reduceres emissionen af NO_x ?

7.4.3.2 Reduktion af NO_x

Såfremt man ønsker at reducere NO-dannelsen ved forbrændingsprocessen, kan dette gøres ved at:

• nedsætte den maximale forbrændingstemperatur
• formindske opholdstiden ved maksimal temperatur
• mindske O₂-koncentrationen i reaktionszonen

På mindre anlæg er det kun realistisk at forsøge at reducere NO_x-dannelsen i forbrændingsprocessen ved at recirkulere røggas. Rensning af NO_x er forholdsvis kompliceret og kan først komme på tale ved relativt store anlæg dvs. anlæg over 50 MW. Da denne type anlæg ikke er omfattet af dette projekt, er der ikke redegjort nærmere for rensningen her. I kapitel 5 er redegjort nærmere for mulighederne for rensning.

7.4.3.3 Eksisterende grænseværdier

Opstiller man de grænseværdier, der gælder for andre brændsler i Danmark og de grænseværdier, der gælder i andre lande for afbrænding af resttræ, bliver resultatet som vist i Tabel 7.9.

Tabel 7.9 Sammenligning af emissionsgrænser for NO_x i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂.

¹⁾ Kan lemper til 400 ved højt barkindhold eller stor nåleandel

I Miljøstyrelsens vejledning nr. 2/2001 gælder grænseværdien for NO_x kun for anlæg, der er større end 5 MW. Udover dette er der en højere grænseværdi for anlæg, der anvender træflis. Det kan således også diskuteres, om der skal være en grænseværdi for anvendelse af resttræ på anlæg under 5 MW. Hvis der stilles krav om en grænseværdi, bør der også stilles krav om kontrolmålinger.

På baggrund af undersøgelserne finder dk-TEKNIK derfor, at de vejledende grænseværdier bør være som vist i Tabel 7.10. De opstillede forslag til grænseværdier afviger ikke væsentligt fra grænseværdierne for andre anlæg.

Tabel 7.10 Forslag til vejledende grænseværdier for NO_x (beregnet som NO₂ ) i mg/m³ (n,t) ved 10 % O₂..

Den foreslåede grænseværdi svarer til den lempede grænseværdi i luftvejledningen for forbrænding af træ med højt barkindhold eller stor nåleandel.

Der anbefales ikke fastsat en grænseværdi for anlæg mellem 1 og 5 MW, selvom det findes i udenlandske regler, fordi NOx er et mindre problem i Danmark i forhold til Centraleuropa, og effekten af en emissionsgrænseværdi vil være yderst marginal i forhold til den samlede danske emission.

Hvis der ønskes fastsat en emissionsgrænseværdi for anlæg mellem 1 og 5 MW, anbefales den fastsat til 500 mg/m³(n,t) ved 10 % O₂. For at give en rimelig tid til at alle danske kedelleverandører kan levere anlæg der kan overholde denne grænseværdien, anbefales grænseværdien først at gælde f.eks. 2 år efter ikrafttrædelse af reglen.

7.4.4 Opsummering af grænseværdier for støv, CO og NO_x

dk-TEKNIKs forslag til emissionsgrænseværdier for anlæg, der fyres med lettere forurenet resttræ er vist i Tabel 7.11.

Tabel 7.11 Foreslåede grænseværdier i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂.

For eksisterende anlæg der reguleres ved revision af miljøgodkendelse, bør der gives en rimelig tidsfrist, f.eks. op til maksimalt 2 år, til indførelse af nødvendige forbedringer af fyringsanlægget, så emissionsgrænser og øvrige krav kan overholdes.

I specielle tilfælde, hvor et ældre fyringsanlæg med begrænset restlevetid ikke kan forbedres tilstrækkeligt, og der kun er tale om mindre overskridelser af grænseværdierne, bør tilsynsmyndigheden kunne tillade fortsat drift af anlægget med lempede emissionsgrænser i f.eks. op til 5 - 10 år.

7.5 Grænseværdier i Danmark for andre energianlæg

Sammenholdes forslagene til grænseværdier for anlæg, der forbrænder trærester, med de vilkår, der gælder for andre energi anlæg i Danmark, er der ikke nogen væsentlige forskelle.

I Danmark findes for forskellige energi anlæg mindre end 50 MW grænseværdier for de tre parametre. Grænseværdierne fra de relevante vejledninger og bekendtgørelser er opstillet i Tabel 7.12. Grænseværdierne er omregnet til 10 % O₂, hvis grænseværdien ikke normalt er specificeret ved denne referencetilstand.

Tabel 7.12 Grænseværdier i Danmark for forskellige energianlæg.

1 Tallene i parentes er for kondenserende anlæg og ny teknologi

2 Ved højt bark- og nåleindhold

I Tabel 7.13 grænseværdier for andre danske energianlæg sammenholdt med de forslåede grænseværdier (vist i parentes). .

Tabel 7.13 Grænseværdier for andre energianlæg i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂.

De foreslåede grænseværdier ligger for støv og CO inden for de intervaller af grænseværdier, der gælder for andre energianlæg. Dog er grænseværdien for støv for store anlæg (> 5 MW) lavere med begrundelse i state-of-the-art inden for fyrings- og rensningsteknologi.

På grund af det relativt høje indhold af kvælstof i resttræ med limrester er de foreslåede grænseværdier for NO_x højere end for andre energianlæg.

8 Forslag til emissionskontrol og driftskontrol mm.

• 8.1 Forslag til krav/vilkår til anlæg:
  • 8.1.1 Nye anlæg:
  • 8.1.2 Eksisterende anlæg
  • 8.1.3 Driftskontrol
  • 8.1.4 Journal

Forbrændingen af træ og specielt resttræ fra træ- og møbelindustrien er sværere at styre end forbrændingen af almindelige fossile brændsler som gasolie og gas. Anlæg, der forbrænder lettere forurenet resttræ bør derfor overholde de samme regler for emissions- og driftskontrol som anlæg, der forbrænder fx gas og gasolie.

Ifølge Miljøstyrelsens vejledning nr. 2/2001 bør der ved gas og gasoliefyrede anlæg med en indfyret effekt på 5-30 MW ved præstationskontrol kontrolleres, at grænseværdien for NO_x og CO er overholdt. Anlæg med en indfyret effekt på over 30 MW bør være forsynet med måle- og reguleringsudstyr for oxygen (O₂) til styring af forbrændingsprocessen og med AMS (Automatisk Målende System) måleudstyr for NO_x . Endvidere bør det ved præstationskontrol kontrolleres, at grænseværdien for CO er overholdt.

Ifølge samme vejledning bør emissionsgrænseværdierne kontrolleres ved præstationskontrol ved træfyrede anlæg med en indfyret effekt større end 1 MW men mindre end 5 MW. Anlæg med en indfyret effekt på 5 MW og derover bør være forsynet med automatisk måleudstyr til måling og registrering af partikler og CO.

Træfyrede anlæg med en indfyret effekt på over 1 MW bør være forsynet med måle- og reguleringsudstyr for oxygen (O₂) til styring af forbrændingsprocessen. Har anlægget en indfyret effekt på 5-30 MW bør grænseværdien for NO_x kontrolleres ved præstationskontrol. Anlæg med en indfyret effekt på over 30 MW bør forsynes med AMS måleudstyr til måling af NO_x.

Tabel 8.1 Forslag til emissionskontrol

8.1 Forslag til krav/vilkår til anlæg:

8.1.1 Nye anlæg:

• Anlæg skal være tilpasset brændslets struktur, vandindhold og forbrændingstekniske egenskaber.
• Ved ændringer af brændslet skal det sikres, at anlægget stadig er tilpasset brændslets egenskaber, og eventuelle justeringer, ændringer og/eller ombygninger skal foretages for at sikre dette. Dokumenteres fx af leverandør af anlægget eller firmaet der ombygger/justere anlægget.
• Forbrændingsanlæggets størrelse skal være tilpasset virksomhedens energibehov, således at anlægget fortrinsvist køres i det for forbrændingen mest optimale driftsområde.
• Anlægget skal være forsynet med kontinuert O₂-måling.
• Kontinuert regulering af forbrændingen efter energibehov, med kontinuert indfødning af brændsel styret efter energibehov, og styring af forbrændingsluftmængden efter iltmåling.
• Logning eller udskrift af AMS målere som 1-minuts middelværdier for dokumentation af forbrændingens kvalitet.

8.1.2 Eksisterende anlæg

Eksisterende anlæg ved revision af miljøgodkendelse eller ved påbudssager:

• Anlæg skal være tilpasset brændslets struktur, vandindhold og forbrændingstekniske egenskaber.
• Ved ændringer af brændslet skal det sikres at anlægget stadig er tilpasset brændslets egenskaber, og eventuelle justeringer, ændringer og/eller ombygninger skal foretages for at sikre dette. Dokumenteres fx af leverandør af anlægget eller firmaet, der ombygger/justerer anlægget.
• Forbrændingsanlæggets størrelse skal være tilpasset virksomhedens energibehov, således at anlægget fortrinsvist køres i det for forbrændingen mest optimale driftsområde.
• Kontinuert iltmåling skal etableres, hvis det ikke forefindes.
• En eventuel On/Off styring skal forbedres, mindst ved at forbrændingsluftmængden styres trinløst af iltmålingen, således at et konstant iltindhold i forbrændingen kan opretholdes. Eventuelt suppleret med en trinløst regulering af indfødning af brændsel efter energibehovet (styring efter vandtemperatur eller damptryk).
• Logning eller udskrift af AMS målere som 1-minuts middelværdier for dokumentation af forbrændingens kvalitet.

8.1.3 Driftskontrol

Der skal foreligge beskrivelser og forskrifter for, og driftspersonalet skal være instrueret i:

• drift og vedligeholdelse af anlæg samt de ansvarlige herfor.
• kontrol og rensning af forbrændingskammer, multicyklonanlæg og eventuel posefilter.
• bortskaffelse af aske.

8.1.4 Journal

Der skal føres journal, eventuelt på elektronisk form, over:

• kontrol og rensning af forbrændingskammer, multicyklonanlæg og eventuel posefilter.
• udskiftning af filterposer
• kalibrering, kontrol og udskiftning af sonder på anlægsmålere.
• bortskaffelse af aske.
• indreguleringer af forbrændingen.
• driftstid, opstarter og nedlukninger
• mængde og type af forbrændte trærester.
• driftsforstyrrelser og uheld der kan have medført forhøjede emissioner.

9 Forslag til bortskaffelse af aske

Definitionen af lettere forurenede trærester inklusive de foreslåede positiv- og negativ-lister (se afsnit 1.2) sikrer at brændslet ikke indeholder tungmetaller i koncentrationer, der samlet er højere end det der kan forekomme i rent træ.

De opstillede krav til styring af forbrændingsprocessen sikrer, at forbrændingen vil ske effektivt, og at asken har samme indhold af restkulstof etc. som ved forbrænding af rent træ.

Asken fra forbrænding af lettere forurenet trærester vil derfor have en sammensætning, der er sammenlignelig med aske fra forbrænding af rent træ. Asken fra anlæg, der er omfattet af de foreslåede krav, vil derfor kunne bortskaffes efter reglerne som aske fra forbrænding af rent træ i Bioaskebekendtgørelsen, Ref. 6.

10 Referencer

Ref. 1:               European Union. 1998/0225 (COD) C5-0323/2001. Directive of the European Parliament and of the Council on the limitation of emissions of certain pollutants into the air from large combustion plants. Brussels, 2 August 2001.

Ref. 2:             Miljøstyrelsens vejledning nr. 2/2001. Luftvejledningen

Ref. 3:             Bekendtgørelse om begrænsning af svovlindholdet i visse flydende og faste brændstoffer Miljø- og Energimin. bek. nr. 532 af 25. maj 2001

Ref. 4:             Støvemissionsvilkår for træfyrede anlæg mindre end 50 MW dk-TEKNIK rapport 11033

Ref. 5:             Schleicher O, Jensen AA, Blinksbjerg P. Måling af dioxinemissionen fra udvalgte sekundære kilder. Miljøstyrelsen. Miljøprojekt nr. 649, 2001. http://www.mst.dk/default.asp?sub=
/udgiv/publikationer/2001/87-7944-868-2/html/

Ref. 6:             Bekendtgørelse om anvendelse af aske fra forgasning og forbrænding af biomasse og biomasseaffald til jordbrugsformål, Miljø- og Energiministeriets bek. nr. 39 af 20. januar 2000.

Ref. 7:              Formica PSM A/S. Miljø- og byggevaredeklaration. dekorativ laminat type HGS og HG

Ref. 8:             Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2000/76/EF af 4. december 2000 om forbrænding af affald.

Ref. 9:             Træ til energiformål. Teknik – Miljø – Økonomi. Videncenter for Halm- og Flisfyring. 1999

Ref. 10:            Marutzky R. Concept for an ideal wood waste residue combustion system. Advances in Thermochemical Biomass Conversion. Vol. 1. 643-653-

Ref. 11:              Marutzky R. Moderne Feuerungstechnik zur energetischen Verwertung von Holz und Holzabfällen.

Ref. 12:            Marutzky R. Erkenntnisse zur Schadstoffbildung bei Verbrennung von holz und Spanplatten. WKI-Bericht Nr. 26. Oktober 1991.

Ref. 13:            VDI 3462 Part 4. Marts 1999. Emission control. wood machining and processing – Combustion of wood.

Ref. 14:            Erste Verordning zur Durchführung des Bundes-Immissionsschutzgesetzes (Verordnung über kleine und mittlere Feurungsanlagen – 1. BLmSchV

Ref. 15:            Vierte Verordning zur Durchführung des Bundes-Immissionsschutzgesetzes (Verordnung über genehmigungsbedürftige Anlagen – 4. BLmSchV

Ref. 16:            Bundesgesetzblatt für die Republik Österreich. Ausgegeben am 13. Jänner 1989. 10. Stück 19. Verordnung: Luftreinhalteverordnung für Kesselanlagen 1989 – LRV-K 1989.

Ref. 17:             Bundesgesetzblatt für die Republik Österreich. Jahrgang 1994. Ausgegeben am 30. September 1994. 246. Stück 785. Verordnung: Änderung der Luftreinhalteverordnung für Kesselanlagen 1989 [EWR/Anh. II: 388 L 0609].

Ref. 18:            Netherlands Emission Guidelines for Air (NeR). Kun udgivet på internettet, findes på adressen http://www.infomil.nl/eng/index.htm

Ref. 19:            Björn, Ejner. Swedish Environmental Protections Agency. Personlig korrespondance.

Ref. 20:           Nilsson, Lennart. Formica PSM (Perstorp Surface Materials) AB. Personlig korrespondance

Ref. 21:            Fyring med biomassebaserede restprodukter. Miljøprojekt nr. 358/1997

Fodnoter

^[1] NO_x-emissionen dvs. den samlede emission af NO + NO₂ måles normalt i ppm NO_x, hvilket er det samme som ml/NO_x /m³ røggas. Ved 0 ⁰C og 101,3 kPa er volumen af 1 mol gas 22.400 ml. 1 mol NO₂ vejer 14 + 16 x 2 = 46 g eller 46.000 mg. Atomvægten af nitrogen og ilt er henholdsvis 14 og 16.

1ppm NO_x = 1/22.400 x 46.000 = 2,05 mg NO₂/m³ ved ⁰C og 101,3 k Pa (ppm er uafhængig af tryk og temperatur).

Bilag A
Brev til kedelleverandører

Danstoker a-s
Agner Lund
Industrivej Nord 13
Postboks 160
7400 Herning

Undersøgelse i forbindelse med fyring med lettere forurenet overskudstræ

dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ er i samarbejde med Miljøstyrelsen og Dansk Industri i gang med at undersøge de miljømæssige forhold ved fyring med lettere forurenet overskudstræ, herunder eksempelvis spån- og MDF-plader.

Lettere forurenet overskudstræ bliver oftest kategoriseret som affald.

Undersøgelsen har til formål at kortlægge de eksisterende forhold ved fyring med lettere forurenet overskudstræ. På baggrund af de indsamlede oplysninger vil vi kunne vurdere og foreslå, hvilke krav der er rimelige at stille til anlæg, der fyres med lettere forurenet overskudstræ, frem for at stille samme krav som til et affaldsforbrændingsanlæg. Undersøgelsen har dermed også til formål at opnå bedre muligheder for at fyre med lettere forurenet overskudstræ.

Det er vores indtryk, at der generelt ikke er forskel på anlæg, der fyres med rent træ eller lettere forurenet overskudstræ. Dette spørgsmål håber vi at få afklaret med jeres hjælp. I relation hertil vil vi gerne vide, om I designer et fyringsanlæg forskelligt afhængigt af, om der skal fyres med rent træ eller overskudstræ bestående af eksempelvis spån- og/eller MDF-plader, eller om I designer mere efter brændslet struktur og vandindhold ?

Vi vil også gerne vide lidt om jeres anbefalede anlægsbestykning (evt. afhængig af anlæggets størrelse) med hensyn til:

• Røggasrensning (multicyklon, posefiltre, evt. elektrofilter)
• Anlægsmålere (temperatur, O₂ og CO)
• Styring af forbrændingen (mekanisk efter termoføler, automatisk efter temperatur og/eller iltmåling)

Er der sket ændringer i designgrundlag og anlægsbestykning de sidste 10-20 år ?

Vi vil desuden bede jer om at bidrage med oplysninger om, hvor I har leveret anlæg til fyring med lettere forurenet overskudstræ, herunder

• installationsår
• indfyret effekt
• indfyringsarrangement
• evt. installation af anlægsmålere og O₂-styring
• evt. røggasrensning (multicyklon og posefilter)
• evt. resultater af emissionsmålinger

Det er vigtigt, at vi får indsamlet så mange oplysninger som muligt. Jeres svar bliver anonymiseret og vil ikke indgå direkte i undersøgelsen.

Vi ser frem til at modtage jeres besvarelser og beder jer om at sende jeres svar inden udgangen af uge 25 til dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ, Ølgodvej 7, 9220 Aalborg Ø, att.: Lene Christensen.

På forhånd tak.

Med venlig hilsen

dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ

Energi- og miljørådgivning

Lene Christensen
projektingeniør

Bilag B
Spørgeskema

Klik her for at se bilaget.

Bilag C
Forslag til afsnit til bekendtgørelse

1.1 Definition af trærester der er omfattet af bekendtgørelsen

Lettere forurenede trærester skal desuden opfylde kravene i nedenstående positiv liste og ikke kunne henføres til negativ listen.

1.1.1 Positivliste

1.      Træ og kompositmaterialer fremstillet af træ

2.      Almindeligt anvendte og hærdede lime anvendt i plader, finer, pålægning af overfladematerialer, samling af møbler mv.

3.      Ovennævnte materialer, der er overfladebehandlet med lak, maling og olie, som ikke indeholder tungmetaller eller halogenforbindelser

4.      Laminat, dekorpapir, folie mv., selvom der er anvendt ammoniumklorid som hærder i limen.

5.      Træmaterialer behandlet med paraffin og voks

1.1.2 Negativliste

1.      Alle former for brugte træmaterialer.

2.      Materialer der er imprægneret eller overfladebehandlet med halogen- eller tungmetalholdige produkter, eller på anden måde indeholder tungemetaller eller halogener, i koncentrationer der samlet er højere end det der kan forekomme i rent træ.

3.      Materialer der indeholder bromerede flammehæmmende midler.

4.      Alle former for overfladematerialer, der indeholder PVC.

5.      Plade- og kompositmaterialer med mere end 1 % limindhold, hvor der er anvendt ammoniumklorid som hærder i limen. Denne regel bør indføres 2 eller 3 år efter de øvrige regler.

1.2 Krav til anlæg og styring af forbrændingsprocessen

1.2.1 Nye anlæg:

• Anlæg skal være tilpasset brændslets struktur, vandindhold og forbrændingstekniske egenskaber.
• Ved ændringer af brændslet skal det sikres, at anlægget stadig er tilpasset brændslets egenskaber, og eventuelle justeringer, ændringer og/eller ombygninger skal foretages for at sikre dette. Dokumenteres fx af leverandør af anlægget eller firmaet der ombygger/justere anlægget.
• Forbrændingsanlæggets størrelse skal være tilpasset virksomhedens energibehov, således at anlægget fortrinsvist køres i det for forbrændingen mest optimale driftsområde.
• Anlægget skal være forsynet med kontinuert O₂-måling.
• Kontinuert regulering af forbrændingen efter energibehov, med kontinuert indfødning af brændsel styret efter energibehov, og styring af forbrændingsluftmængden efter iltmåling.
• Logning eller udskrift af måleværdier fra Automatisk Målende System (AMS) som 1-minuts middelværdier for dokumentation af forbrændingens kvalitet.

1.2.2 Eksisterende anlæg

Eksisterende anlæg ved revision af miljøgodkendelse eller ved påbudssager:

• Anlæg skal være tilpasset brændslets struktur, vandindhold og forbrændingstekniske egenskaber.
• Ved ændringer af brændslet skal det sikres at anlægget stadig er tilpasset brændslets egenskaber, og eventuelle justeringer, ændringer og/eller ombygninger skal foretages for at sikre dette. Dokumenteres fx af leverandør af anlægget eller firmaet, der ombygger/justerer anlægget.
• Forbrændingsanlæggets størrelse skal være tilpasset virksomhedens energibehov, således at anlægget fortrinsvist køres i det for forbrændingen mest optimale driftsområde.
• Kontinuert iltmåling skal etableres, hvis det ikke forefindes.
• En eventuel On/Off styring skal forbedres, mindst ved at forbrændingsluftmængden styres trinløst af iltmålingen, således at et konstant iltindhold i forbrændingen kan opretholdes. Eventuelt suppleret med en trinløst regulering af indfødning af brændsel efter energibehovet (styring efter vandtemperatur eller damptryk).
• Logning eller udskrift af måleværdier fra AMS som 1-minuts middelværdier for dokumentation af forbrændingens kvalitet.

1.3 Emissionsgrænseværdier

Emissionsgrænseværdier for anlæg, der fyres med lettere forurenet resttræ er vist i Tabel 0.1.

Tabel 0.1 grænseværdier i mg/m³(n,t) ved 10 % O₂

For eksisterende anlæg der reguleres ved revision af miljøgodkendelse, bør der gives en rimelig tidsfrist, f.eks. op til maksimalt 2 år, til indførelse af nødvendige forbedringer af fyringsanlægget, så emissionsgrænser og øvrige krav kan overholdes.

I specielle tilfælde, hvor et ældre fyringsanlæg med begrænset restlevetid ikke kan forbedres tilstrækkeligt, og der kun er tale om mindre overskridelser af grænseværdierne, bør tilsynsmyndigheden kunne tillade fortsat drift af anlægget med lempede emissionsgrænser i f.eks. op til 5 - 10 år.

1.4 Driftskontrol

Der skal foreligge beskrivelser og forskrifter for, og driftspersonalet skal være instrueret i:

• drift og vedligeholdelse af anlæg samt de ansvarlige herfor.
• kontrol og rensning af fyrrum, multicyklonanlæg og eventuel posefilter.
• bortskaffelse af aske.

1.4.1 Journal

Der skal føres journal, eventuelt på elektronisk form, over:

• kontrol og rensning af fyrrum, multicyklonanlæg og eventuel posefilter
• udskiftning af filterposer
• kalibrering, kontrol og udskiftning af sonder på anlægsmålere
• bortskaffelse af aske
• indreguleringer af forbrændingen
• driftstid, opstarter og nedlukninger
• mængde og type af forbrændte trærester
• driftsforstyrrelser og uheld der kan have medført forhøjede emissioner

1.5 Emissionskontrol

AMS: (Automatisk Målende System)

Bilag D
Røggas og emissionsmængder fra træbrændsel

I dette bilag er vist beregninger af en række karakteristiske emissionsparametre. Det er:

1. Sammenhæng mellem indfyret effekt, indfyret mængde træbrændsel og røggasvolumen.
2. Emissions af partikler ved grænseværdien
3. Emission af CO ved grænseværdien
4. Emission af NO_x ved grænseværdien
5. Emissions af SO₂ ved anvendelse af ammoniumsulfat som hærder i MDF plader.
6. Emissions af HCl ved anvendelse af ammoniumchlorid som hærder i MDF plader.

Alle værdierne er beregnet ved 10 % ilt.

1. Sammenhæng mellem indfyret effekt, indfyret mængde træbrændsel og røggasvolumen

Alt for træ med 10 % vandindhold og 10% ilt i røggassen

2. Emission af partikler ved grænseværdien

3. Emission af CO ved grænseværdien

4. Emission af NO_x ved grænseværdien

5. Beregning af koncentration af Svovl i trærester og i røggas ved forbrænding

6. Beregning af koncentration af Chlorid i trærester og i røggas ved forbrænding

| Til Top | | Forside |

Version 1.0 December 2008 • © Miljøstyrelsen.