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

Måling af dioxinemissionen fra udvalgte sekundære kilder

4. Diskussion

Der kan i litteraturen findes en lang række referencer til målinger, der er udført på anlæg og med brændsler, der skulle svare til dem, der indgår i denne undersøgelse. Referencerne ligger dels udenfor denne undersøgelses rammer, og dels er mange af dem relativt gamle, mere end 5 - 10 år, og de kan derfor ikke umiddelbart betragtes som værende repræsentative for emissionen fra nutidens fyringsanlæg med den teknologi og drift, der er almindelig i dag. Desuden er ældre målinger typisk udført som gruppespecifikke analyser, som medtager væsentlig flere congenere end de 17, der er standard i dag. En måling med gruppespecifik analyse kan give op til 5 - 10 gange højere værdier end en congenerspecifik analyse for de 17 congenere, der i dag anvendes til bestemmelse af I-TEQ. Derfor er disse referencer er ikke givet sammen med målingerne, men enkelte af dem vil i det følgende blive anvendt til sammenligning med de udførte målinger.

I Danmark har vi i mange år haft et stort incitament til at optimere energiudnyttelsen p.g.a. høje energipriser og –afgifter, hvilket bl.a. er sket ved en bedre styring og overvågning af fyringsanlæggene. Bedre forbrænding giver mindre CO og mindre uforbrændt stof (sod), og det vil normalt medføre en mindre dioxinemission.

Stigende miljøkrav har også medført bedre rensning for partikler, og da dioxinerne i en vis udstrækning findes på eller i partiklerne, vil det også have medført en reduktion i dioxinemissionen.

Der er også sket en væsentlig forbedring i analysemetoderne for dioxin, så der i dag rutinemæssigt udføres congenerspecifikke analyser med højopløselig GC/MS (High Resolution Gas Chromatography/Mass Spectrometry), og resultaterne opgives normalt altid i både vægt og I-TEQ. Den nuværende teknik har betydet en bedre oprensning og adskillelse af congenererne, og dermed en mere sikker bestemmelse på et lavere niveau i forhold til tidligere.

Det menes derfor, at ældre referencer bør betragtes med stor skepsis og ikke ukritisk overføres og anvendes til beskrivelse af den danske emission af dioxiner uden en forudgående sikring af, at de på alle punkter, specielt forbrændingsforhold og partikelemission, svarer til de nuværende danske forhold. Desuden er det vigtigt at være meget bevist om hvilke congenere analysen dækker over, så eventuelle sammenligninger bliver foretaget på det rigtige grundlag.

De efterfølgende sammenligninger med emissionsfaktorer og koncentrationer fra tidligere danske og udenlandske undersøgelser og målinger skal derfor ses i dette perspektiv.

De gennemførte og refererede målinger svarer generelt til værdierne i den lave ende af tidligere danske og udenlandske målinger. Manglen på måling af meget høje emissionsværdier fra de udvalgte anlægstyper og brændsler er ikke et bevis for, at de ikke forekommer i Danmark, men det kan tolkes som en indikation af, at anlæg med meget høje emissioner måske ikke findes i Danmark eller at der kun findes få af dem. Dette gælder selvfølgeligt kun i den udstrækning, de omtalte anlæg anvender rene brændsler, svarende til dem der blev anvendt under målingerne.

4.1 Halmfyring

På 4 større halmfyrede anlæg med posefiltre eller elektrofilter er der målt følgende emissionsinterval:

Emissionsfaktor 5,3 - 35 ng I-TEQ/ton halm
    
Koncentration 0,001 - 0,005 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

På et gårdanlæg, som har diskontinuerlig og dårligere styret forbrænding og ingen partikelrensning, er der målt følgende emissionsinterval:

Emissionsfaktor 5.300 - 9.200 ng I-TEQ/ton halm
  
Koncentration 0,5 - 1,2 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

De større anlæg er alle forsynet med posefilter eller elektrofilter og har lave støvemissioner. Hvis dioxinemissionen fra disse anlæg skal være repræsentative for alle danske anlæg, skal de også være repræsentative for den normale støvemission fra de store danske anlæg. Hvis de ikke er det, vil dioxinemissionen blive underestimeret, da en vis del af dioxinerne er knyttet til støvpartiklerne.

Måbjergværket repræsenterer den største dioxinemission, og støvemissionen er opgivet til 8-10 mg støv/m³(n,t,10%O₂). Luftvejledningen¹⁹ angiver emissionsgrænsen for støv fra halmfyrede anlæg på mellem 1 og 50 MW til 40 mg støv/m³(n,t,10%O₂), og det formodes, at en del anlæg har en støvemission, der er tæt på den grænse. Hvis dioxin udelukkende fandtes på partiklerne, ville Måbjergværkets emission være omkring 150 ng I-TEQ/ton halm eller 0,02 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂), hvis støvemissionen var 40 mg/m³(n,t,10%O₂),. Ud fra disse målinger og forudsætninger antages det, at større halmfyrede anlæg med mindre effektiv partikelrensning kan have en emission af dioxiner på op til 200 ng I-TEQ/ton halm.

Det vurderes derfor, at det angivne emissionsinterval for større halmfyrede anlæg med røggasrensning er mere repræsentativt for flertallet af de danske anlæg, hvis intervallet udvides opadtil p.g.a. korrektion for støvemission, så det bliver 5 – 200 ng I-TEQ/ton halm.

Andre ældre danske og udenlandske undersøgelser har vist tilsvarende lave resultater, men med et betydelig større interval opadtil. E. Hansen et. al²⁰ opgør således den danske emission til:

4 - 2.000 ng I-TEQ/ton halm for anlæg med røggasrensning, og
1.000 - 50.000 ng I-TEQ/ton halm for anlæg uden røggasrensning.

Vor undersøgelse har eftervist, at emissionsfaktorerne i den lave ende af intervallerne stemmer overens med forholdene på nogle danske anlæg. Der er ikke fundet emissionsfaktorer i den høje ende af intervallet, men manglen på emissionsfaktorer i den ende af intervallet er dog ikke bevis for, at de ikke findes.

Det kan ikke afvises, at anlæg, der kører med meget dårlige og varierende forbrændingsforhold på grund af dårlig styring og overvågning og måske uhensigtsmæssigt indrettede fyrrum og mangelfuld røggasrensning, kan have en meget høj dioxinemission. Med de danske miljøkrav og kontrolforanstaltninger for fyringsanlæg anses det ikke for sandsynligt, at der findes mange af den slags anlæg.

Da de udførte målinger ikke kan dokumentere de høje emissioner, anbefales det, at der udføres målinger på anlæg med meget dårlige forbrændingsforhold, eventuelt ved at velfungerende anlæg bevist tvinges til at køre med meget dårlige forbrændingsforhold.

Velfungerende anlæg kan utvivlsomt give anledning til større dioxinemission, hvis der samfyres med andet brændsel end halm, f.eks. affald eller PCP-imprægneret træ, men da det både er ulovligt og i praksis vanskeligt på grund af udformningen af indfødningssystemerne i de fleste anlæg, vurderes det at være uden betydning. Mange halmfyrede anlæg kan også fyre med frøafrens eller anden biomasse, som måske kan give en større dioxinemission. Mængden af alternativ biomasse (ekskl. træaffald) er dog lille i forhold til den tilgængelige mængde halm, så det kan kun være et mindre antal anlæg, der i perioder anvender anden biomasse.

Det forholder sig lidt anderledes med gårdanlæggene, da de i højere grad vil kunne anvendes til fyring med andre former for brændsler. F.eks. kan der fyres med hele træpaller, som kunne være imprægneret med PCP. Det ændrer dog ikke ved, at emissionsfaktoren for halmfyring udelukkende dækker fyring med halm.

De udførte målinger afdækker heller ikke, om der kan være en større dioxinemission, hvis der anvendes halm med et meget stort indhold af chlorider, ligesom det ikke dækker andre ovntyper, hvor forbrændingsforholdene kan være meget anderledes. Ovntypen, der er målt på, er dog en almindelig og meget udbredt type, så målingerne anses derfor at være nogenlunde repræsentative for en stor del af de danske gårdanlæg.

Den øvre grænse for landsemissionen fra halmfyring kan således være 5 gange lavere end antaget af E. Hansen et. al.²¹

4.2 Træfyring

Fra de 2 større træfyrede (og spånpladefyrede) anlæg, som begge har elektrofilter, er der målt følgende emissionsinterval:

Emissionsfaktor 19 - 95 ng I-TEQ/ton træ
  
Koncentration 0,002 - 0,016 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

Fra det mindre halvautomatiske stokerfyr, som har kontinuerlig forbrænding og ingen partikelrensning, er der målt følgende emissionsinterval:

Emissionsfaktor 210 - 530 ng I-TEQ/ton træ
  
Koncentration 0,03 - 0,07 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

Fra brændeovnen, som har diskontinuerlig forbrænding, manuel styring og ingen partikelrensning, er der målt følgende emissionsinterval:

Emissionsfaktor 610 - 5.100 ng I-TEQ/ton træ
  
Koncentration 0,1 - 0,8 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

De større anlæg er normalt udstyret med posefilter eller elektrofilter og har derfor lave støvemissioner. Hvis dioxinemissionen fra disse anlæg skal være repræsentative for alle danske anlæg, skal de også være repræsentative for den normale støvemission fra større danske anlæg. Ellers vil dioxinemissionen blive underestimeret, da en vis del af dioxiner er knyttet til støvpartiklerne.

Mariager Fjernvarme har et effektivt elektrofilter. Partikelemissionen er ikke målt, men er oplyst normalt at være 5 - 10 mg/m³(n,t). Så lav en partikelemission er ikke repræsentativ for danske træfyrede kedelanlæg. Antages det, at dioxinerne kun findes i partikelfasen, kan emissionen korrigeres til en partikelemission på 40 mg/m³(n,t,10%O₂) og bliver derved op til 8 gange større, svarende til ca. 200 ng/m³(n,t,10%O₂).

Målingen på kedel 8 på Junckers Industrier gav en emission på 95 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂) ved en partikelemission på 15 mg/m³. Antages det igen, at alle dioxiner findes i partikelfasen, kan emissionen korrigeres til en partikelemission på 40 mg/m³(n,t,10%O₂) som derved bliver 2½ gange større eller ca. 250 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂).

Det vurderes derfor, at det angivne emissionsinterval for større træfyrede anlæg med røggasrensning er mere repræsentativt for flertallet af de danske anlæg, hvis intervallet udvides opadtil p.g.a. korrektion for støvemissionens størrelse, så intervallet bliver 19 – 300 ng I-TEQ/ton træ.

Intervallerne for dioxinemissionen fra de tre anlægsgrupper bliver derved:

Målingerne på brændeovnen og stokerfyret udviser stor overensstemmelse med de fleste målinger i Miljøprojekt nr. 249²². I dette projekt blev dioxinemissionen målt fra 4 forskellige ovne, fyret med tre forskellige træsorter ved to forskellige driftsformer. Der er størst overensstemmelse med resultaterne fra driftsformen "Normal fyring", som svarer meget til dette projekts "Normal fyring". Den anden driftsform var "Optimal fyring", kendetegnet ved en øget mængde forbrændingsluft.

I dette projekt er der forsøgt skabt den modsatte driftsform, nemlig "Natfyring", kendetegnet ved mindre forbrændingsluft og dårligere forbrændingsforhold. Natfyring menes at være en udbredt måde at fyre på, ikke kun for at få ovnen til at brænde natten over, så der er gløder næste morgen, men også generelt for at holde ovnens varmeafgivelse nede, så der ikke bliver for varmt i rummet.

I Miljøprojekt 249²³ fandtes de laveste dioxinemissioner på 300 til 750 ng I-TEQ/ton træ fra en nyudviklet brændeovn efter underforbrændings- princippet. Dette forbrændingsprincip er meget sammenligneligt med stokerfyrets, og emissionerne er også meget tæt på hinanden. I begge typer forbrænding skal pyrolysegasserne fra træet passere gennem forbrændingszonen, og det giver en væsentlig bedre forbrænding end i almindelige brændeovne.

I Miljøprojektet 249²² blev der ved normalfyring med bøg og birk i almindelige brændeovne målt dioxinemissioner på 1.500 til 4.000 ng I-TEQ/ton træ, og fra 4.000 til 7.500 ng I-TEQ/ton træ ved fyring med grantræ. Resultaterne stemmer meget fint overens med resultaterne fra denne undersøgelse.

Andre ældre danske og udenlandske undersøgelser har vist tilsvarende lave emissioner, men med et betydelige større interval opadtil. E. Hansen et. al²⁴ opgør således den danske emission til:

10 - 5.000 ng I-TEQ/ton træ for anlæg med røggasrensning, og
200 - 10.000 ng I-TEQ/ton træ for anlæg uden røggasrensning.

Vor undersøgelse har eftervist, at emissionsfaktorerne i den lave ende af intervallet stemmer overens med forholdene på nogle danske anlæg. Manglen på emissionsfaktorer i den høje ende af intervallet i denne undersøgelse er dog ikke bevis for, at de ikke findes. Det kan ikke afvises, at anlæg, der kører med meget dårlige og varierende forbrændingsforhold på grund af dårlig styring og overvågning og måske uhensigtsmæssigt indrettet fyrrum og mangelfuld røggasrensning, kan have en meget høj dioxinemission. Med de danske miljøkrav og kontrolforanstaltninger for fyringsanlæg anses det ikke for sandsynligt, at der findes mange af den slags anlæg.

Da de udførte målinger ikke kan dokumentere emissioner på højt niveau, anbefales det, at der udføres målinger på anlæg med meget dårlige forbrændingsforhold, eventuelt ved at velfungerende anlæg bevidst tvinges til at køre med meget dårlige forbrændingsforhold.

På grund af mistanken om at bark kan give mere dioxin ved forbrændingen end rent træ, anbefales det også, at der udføres målinger på et anlæg, der udelukkende fyres med bark, eller fyres med en stor andel af bark.

Velfungerende anlæg kan utvivlsomt give anledning til større dioxinemission, hvis der samfyres med andet brændsel end træ, f.eks. affald eller PCP imprægneret træ, hvilket antages at ske i en vis udstrækning, selvom det er ulovligt. På de fleste større anlæg vil det i praksis være meget vanskeligt eller umuligt at praktisere på grund af udformningen af indfødningssystemerne.

Små stokerfyr til brændselspiller kan vanskeligt fyres med andet end brændselspiller, fordi indfødningen sker med en lille snegl, som kun kan fungere med noget, der i størrelse og form ligner brændselspiller. Det forholder sigt lidt anderledes med brændeovne, da de i højere grad vil kunne anvendes til fyring med andre former for brændsler, som reelt ikke må anvendes i brændeovne, og det sker formentlig i betydeligt omfang. Det er dog ikke alt andet brændsel, der vil medføre en større dioxinemission, men der findes ingen målinger, der kan dokumentere det. Avispapir, mælkekartoner og lignende menes at give større dioxinemission på grund af katalysatoreffekten fra kobber i blå tryksværte. Ophuggede engangspaller, gamle jernbanesveller eller nedrivningstræ, f.eks. et gammelt plankeværk eller cykelskur m.v. der er imprægneret med PCP, vides at kunne medføre endog meget høje emissionsværdier for dioxiner.

Disse forhold er som nævnt ikke undersøgt i vor rapport, der udelukkende dækker fyring med rent træ.

De udførte målinger afdækker heller ikke, om der kan være en større dioxinemission fra andre ovntyper, hvor forbrændingsforholdene kan være meget anderledes.

4.3 Grillstegning

Emissionen af dioxiner ved grillstegning med 2 kg grillbriketter er bestemt til intervallet:

Emissionen kan ud fra oxygenkoncentrationen i fortyndingskanalen beregnes til mellem 0,5 og 1 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂). De reelt forekommende koncentrationer vurderes at være væsentligt mindre, da røggassen fra en grill hurtigt blandes op med store mængder luft. I fortyndingskanalen, hvor temperaturen var 39 til 56 °C, var koncentrationerne mellem 0,02 og 0,05 ng I-TEQ/m³(n,t).

Der er ikke fundet referencer på andre målinger af dioxinemissionen fra grillstegning. Der er udført 4 målinger af dioxinemissionen fra grillstegning, hvilket er et meget lille statistisk materiale. Målingerne vurderes alligevel at kunne anvendes som dækkende for størrelsesordenen for dioxinemissionen fra grillstegning.

Målingerne viser ikke noget om, hvornår dioxinerne dannes under grillstegningsforløbet. Dannelsen kan være størst under optændingen, så optændingsmidlet og metoden betyder noget for emissionen, det kan generelt være mens briketterne gløder, eller det kan være i forbindelse med stegningen af kød, så kødtype, fedtindhold og anvendelse af krydderier har betydning?

For at få dette bedre belyst anbefales det, at der udføres flere forsøg.

4.4 Spildolie

Emissionen af dioxiner ved anvendelse af uraffineret spildolie i en fjernvarmekedel er målt til følgende emissionsintervaller:

Emissionsfaktor 330 - 1.640 ng I-TEQ/ton olie
   
Koncentration 0,02 - 0,07 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

Bestemmelsen er dog noget usikker, da de 4 prøver, den er baseret på, ikke stemmer helt overens.

Emissionen af dioxiner ved anvendelse af raffineret spildolie i 2 fjernvarmekedler er ved normal drift på et veljusteret anlæg målt til følgende emissionsintervaller:

Emissionsfaktor 29 - 36 ng I-TEQ/ton olie
  
Koncentration 0,002 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

Under unormale forhold med dårlig forbrænding og forhøjet sodindhold blev emissionen målt til:

Emissionsfaktor 970 ng I-TEQ/t olie
   
Koncentration 0,05 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

Der er dog kun tale om en måling over 2 timer, hvor den høje værdi kan skyldes andre forhold omkring prøvetagning eller analyse.

Den sidste måling kunne måske tyde på, at der sker en eksponentiel stigning i dioxinemission ved dårlig og sodende forbrænding af et brændsel, som normalt giver en lav dioxinemission. Det kunne også være tilfældet for andre typer brændsel, og det anbefales derfor at gennemføre målinger under kontrollerede forhold på en oliekedel, der bevist tvinges til at køre med en dårlig forbrænding og dermed et stort sodindhold.

A.A. Jensen et. al²⁵ refererer en ældre dansk undersøgelse fra 1988, hvor der blev målt koncentrationer på 0,005 – 0,13 ng I-TEQ/Nm³ fra fyring med spildolie. Denne spildolie kan ikke have været genraffineret, da dette produkt først blev lanceret i 1993. Emissionsfaktoren for uraffineret spildolie på 900 ng I-TEQ/m³ olie svarer til en koncentration på 0,04 ng/m³(n,t,10%O₂), og det ligger således indenfor intervallet for målingerne fra 1988.

Målingen på genraffineret spildolie er meget lav i forhold til urenset spildolie, og ligger formentlig på niveau med emissionen ved anvendelse af almindelig fyringsolie.

A.A. Jensen et. al²⁶. angiver, at dioxinemissionen fra oliefyring anses for at være ubetydelig. Erik Hansen et. al²⁷. opgives dioxinemissionen fra boligopvarmning med fyringsolie til 40 (20 - 90) ng I-TEQ/m³ olie, svarende til 0,001 - 0,005 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂).

4.5 Krematorier

De samlede målinger på 3 krematorieovne på 2 krematorier giver et interval for emissionen af dioxiner i intervallet:

Emissionsfaktor 180 - 930 ng I-TEQ/kremering
  
Koncentration 0,2 - 0,7 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

Et gennemsnit af alle målingerne vægtet efter antal kremeringer i hver måling giver en emissionsfaktor på 350 ng I-TEQ/kremering, og en koncentration på 0,3 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂).

Målingerne vurderes at være repræsentative for de 50 danske krematorieovne.

Selvom der er relativt stor forskel på målingerne på de to krematorier, så er de alle væsentligt mindre end resultaterne fra en række udenlandske målinger. Disse udenlandske undersøgelser viser en stor variation i emissionen af dioxiner fra krematorier, fra 250 ng I-TEQ til 28.000 ng I-TEQ pr. kremering²⁸. De høje værdier kunne være målt på anlæg, der ikke har tilstrækkelig opholdstid eller tilstrækkelig høj forbrændingstemperatur under hele kremeringen. Hvis forbrændingstemperaturen ikke er høj nok, vil stort set alt det dioxin, der er ophobet i fedtet, formentlig fordampe og blive emitteret med røggassen.

Mønstrene fra krematorierne ligner ikke særlig meget de andre varmeproducerende anlæg, der er målt på, men ligner derimod mønstrene fra affaldsforbrændingsanlæg væsentlig mere.

Dioxinemissionen fra krematorier kan stamme fra direkte fordampning af dioxiner akkumuleret i fedtvævet. De kan også dannes under forbrændingen, bl.a. ud fra PCB og andre akkumulerede stoffer, som kan medføre dannelse af væsentlige mængder dioxiner ved forbrænding.

Den samlede mængde akkumuleret dioxin i mennesker er i gennemsnit større end de målte emissioner. I en tysk undersøgelse²⁹ er der målt fra 29 til 105 ng I-TEQ/kg fedt i mennesker. Med en fedtprocent på 20 til 40 og en gennemsnitsvægt på 70 kg indeholder et menneske fra 400 til 2.900 ng I-TEQ. Fuldstændig destruktion af dioxiner kræver normalt en meget høj temperatur (over 1.000 °C)³⁰.

Dannelsen af dioxiner i og efter forbrændingszonen afhænger af forbrændingseffektiviteten og tilstedeværelsen af chlor og visse katalysatorer, specielt kobber. Menneskekroppen har et meget konstant indhold af kobber på omkring 1 mg pr. kg legemsvægt³¹. En voksen person på 70 kg indeholder således ca. 70 mg kobber. Indholdet af chlor i form af chlorid er noget større. Chlorid er en vigtig bestanddel af kroppens saltbalance og findes i en koncentration på ca. 0,2 %³². En voksen person på 70 kg indeholder således ca. 140 g chlorid.

PCB akkumuleres i fedtvævet hos mennesker ligesom dioxinerne og findes i betydeligt større koncentrationer. PCB medfører dannelse af en betydelig mængde dioxiner ved forbrændingen. En fuldstændig destruktion, så dannelse af dioxiner undgås, kræver forbrænding ved temperaturer på over 1.000 °C. Koncentrationen af PCB i fedtvævet i danskere varierer meget, afhængigt af kostvaner og anden udsættelse for PCB. A.A. Jensen³³ opgiver indholdet af PCB i human fedtvæv til mellem 0,5 og 10 mg/kg, med enkelte højere værdier. Med 1 mg/kg PCB i fedtvævet indeholder en voksen person på 70 kg og et fedtindhold på 20 til 40 % derfor mellem 14 og 28 mg PCB. Det er 400 – 800 gange mere end den totale mængde dioxiner (alle 210 congenere), der emitteres per kremering, så selv om kun en meget lille del af PCB mængden omdannes til dioxiner under kremeringen, så er det formodentlig den største kilde til dioxindannelse ved kremeringer.

Der kan også være chlorid i kisten, f.eks. fra hærder i spånplade, men mængden vil være forsvindende i forhold til kroppens indhold. Kister må i Danmark ikke fremstilles af materialer, der indeholder bl.a. PVC og tungmetaller, ligesom der ikke må anvendes messingskruer og -beslag (legering af kobber og zink). Det vides ikke, om ligklæderne eller foringen i kisten kan indeholde stoffer, der kan medføre forøget dannelse af dioxiner, men sandsynligheden for det anses for at være lav. Kister anses samlet for ikke at indeholde stoffer, der kan medføre en væsentlig forøget dannelse af dioxiner i kremeringsprocessen.

4.6 Congenermønstre og I-TEQ procenter

Der er vist congenermønstre og I-TEQ procenter for alle de udførte og refererede målinger.

Et congenermønster er en grafisk visning af koncentrationen eller mængden af hver enkelt eller hver enkelt gruppe af de 17 congenere, der normalt bliver analyseret.

I-TEQ procenten er forholdet mellem vægten af de 17 congenere før og efter omregningen med TEF faktorerne.

Det var forventet, at hvert fyringsanlæg ville emittere dioxiner med et karakteristisk congenermønster og en I-TEQ procent med meget lille variation så længe anlægget kører med samme type brændsel og driftsforhold.

En god måling vil have stor overensstemmelse mellem dioxinmønstre og I-TEQ procenterne for de to samtidige prøver. Hvis der også er overensstemmelse med mønstre og procenter fra tidligere målinger, kan det underbygge at brændsel og driftsforhold er sammenlignelige.

I-TEQ procenten er vægtet efter toksicitetsfaktorerne, og det betyder at en stor afvigelse på en congener med en lille TEF faktor (Toxicity Equivalence Factor) ikke får så stor betydning for I-TEQ procenten, som den kan have på mønsteret.

Afviger I-TEQ procenten fra det normale, er der grund til at undersøge mønstrene nærmere, og hvis de afviger markant fra tidligere målinger, vil det enten indikere, at der har været fejl på målingerne, eller at anlægget under målingen har kørt med væsentligt ændrede driftsparametre eller en anden type eller sammensætning af brændslet.

I foråret 2001 påbegyndte Referencelaboratoriet en opbygning af en database for dioxinmålinger i Danmark. Databasen opbygges primært omkring registrering af målinger på affaldsforbrændingsanlæg med mulighed for senere udvidelse med andre dioxinkilder og eventuelt andre stoffer. Databasen opbygges, så den indeholder dioxinmønstre og I-TEQ procenter, hvorved teorien om, at de kan anvendes til kvalitetskontrol af målingerne, vil blive afprøvet på et stort antal målinger.