| Indhold |

Miljøprojekt nr. 649, 2001

Måling af dioxinemissionen fra udvalgte sekundære kilder

Indhold

Tabeller og figurer

Forord

Denne rapport er en del af det arbejde, Miljøstyrelsen som Lead-Country indenfor OSPAR-konventionen på dioxin har iværksat for at danne et bedre overblik over danske emissioner af dioxin og kilderne hertil.

Rapporten præsenterer resultaterne af en række målinger på udvalgte mindre fyringsanlæg, fyret med specifikke brændsler, samt resultaterne af flere nyere målinger på tilsvarende fyringsanlæg med samme typer brændsler.

Undersøgelsen er udført i Referencelaboratoriets regi og under Referencelaboratoriets styregruppe

Teknologisk Institut i Århus har udført målingerne på brændeovn, træpillefyr og halmfyret gårdanlæg, og dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ har udført de øvrige målinger.

Alle analyserne for dioxiner og furaner, både fra de udførte og de refererede målinger, er udført af ERGO Forschungsgesellschaft GmbH i Hamburg.

Rapporten er udarbejdet af Ole Schleicher, Allan Astrup Jensen og Peter Blinksbjerg, dk-TEKNIK ENERGI & MILJØ.

Der rettes en stor tak til de virksomheder, der velvilligt har stillet deres fyringsanlæg til rådighed, samt for den hjælp de har ydet ved gennemførelse af målingerne.

Sammenfatning og konklusioner

Denne rapport præsenterer resultaterne af en række nyere målinger på udvalgte mindre fyringsanlæg, indfyret med specifikke brændsler. De fleste resultater er fra målinger, der er udført som et led i projektet, og de er suppleret med en række nyere målinger på tilsvarende anlægstyper og brændsler.

De større halm- og træfyrede anlæg repræsenterer den bedre ende af danske anlæg, hvad angår rensning af røggassen for partikler. Da en del af dioxinerne findes på partiklerne, så vil en større partikelemission normalt også betyde en større dioxinemission. Der er derfor beregnet en større øvre grænse i de angivne emissionsintervaller i forhold til en større partikelemission svarende til grænseværdien på 40 mg/m³(n,t,10% O₂).

Halm:

Større anlæg med en god kontinuer forbrænding, en høj fyrrumstemperatur og en effektiv partikelrensning.

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

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

I-TEQ procenten er vægten af de 17 congenere i I-TEQ enheder, dvs. efter omregning med TEF faktorerne, i procent af vægten før omregningen.

Der er vist karakteristiske dioxinmønstre og I-TEQ procenter for hver type anlæg og brændsel. De udviser stor overensstemmelse mellem målinger på samme brændsel og forbrændingsforhold, og mellem forskellige anlæg med sammenlignelige forbrændingsforhold. Det er påvist, at de karakteristiske mønstre og I-TEQ procenter ænders markant med ændrede forbrændingsforhold. Det viser, at mønstre og I-TEQ procenter formentlig kan bruges til en simpel og effektiv kvalitetskontrol af udførte målinger. Kontrollen kan anvendes både til kontrol af to samtidige målinger mod hinanden, og til kontrol i forhold til tidligere målinger på samme anlæg.

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.

I-TEQ procenten kan bruges til den første og hurtige kontrol af målingerne, om de svarer til det normale niveau for anlægget, eller anlægs- og brændselstypen. Gentagne målinger på et anlæg vil give erfaringer med variationsbredden for I-TEQ procenten.

Afviger I-TEQ procenten fra det normale, er der grund til at undersøge mønstrene nærmere. 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 har Miljøstyrelsens Referencelaboratorium for måling af emissioner til luften påbegyndt 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.

Summary and conclusions

This report presents the results from a new investigation of emission of dioxin and furans from smaller combustion plants. Most of the results are from measurements initiated by this project, and they are supplemented by results from other recent measurements on similar plants.

The larger straw and wood fired plants represent the better part of the Danish plants in relation to flue gas cleaning for particles. As a substantial part of the dioxins and furans will normally be found on the particle phase, an adjusted emission factor has been calculated in relation to a higher emission of particles, up to the emission level value of 40 mg/m³(n,t,10%O₂).

The congener pattern and the I-TEQ percents for each type of plant and fuel, shows a high degree of compliance, within the same fuel and combustion condition, independent of the type of plant. It has been shown, that the congener pattern and the I-TEQ percents change significantly with changes in the combustion conditions in the same plant. It shows that the congener pattern and the I-TEQ percents can be used as a simple and effective quality control of the conducted measuring. The control can be performed either on two samples from the same measuring against each other, or to control new samples against earlier samples from the same plant.

The pattern and the I-TEQ percents from two samples from the same measuring should show a very high degree of coincidence and be in compliance with earlier measurements. The I-TEQ percents may be considered as a control weighted after the TEF factors. A large deviation on a single congener with a low TEF factor will have a heavy effect on the congener pattern but a very low effect on the I-TEQ percent.

The I-TEQ percent can be used as a first and quick control of the samples to see if it is in accordance with the normal value and level for the particular plant, or the type of plant and fuel. Repeated measuring on a plant will give experience with the variation range of the I-TEQ percent.

If the I-TEQ percent deviates from the normal range it indicates incorrect results, and further investigation of the congener pattern should be performed. There may be a failure on the sampling or analysis, the operation of the plant deviate from the normal, or the fuel could be differ from normal.

In the spring 2001 the Danish EPA Reference Laboratory for Measurement of Emissions to the Air, will start to establish a database for dioxin emission measuring in Denmark. The database will be designed mainly to register data from Danish incinerators, but with the possibility to expand it to include other sources and other substances. The database will be designed to contain congener pattern and I-TEQ percents so that the theory about quality control with the pattern and percents can be evaluated with a great number of data.

1. Baggrund for undersøgelsen

I forbindelse med Miljøstyrelsens forpligtelser inden for OSPAR-konventionen (OSlo PARis konventionen) er der behov for at tilvejebringe yderligere information om dioxinemissionen i Danmark, i andre OSPAR-lande og i Østersøregionen som helhed.

På baggrund af Esbjerg-deklarationen om generationsmål for miljøfarlige stoffer vedtog OSPARs ministermøde i 1998 en strategi for miljøfarlige stoffer med generationsmålet at reducere dem ned til, eller tæt på baggrundsværdierne inden 2020.

Dioxin indgår som ét af de 15 stoffer på listen over prioriteret handling.

Danmark blev i efteråret 1999 Lead-Country på dioxin sammen med Belgien, og denne opgave indebærer:

1. At der dannes et overblik over danske emissioner samt kilder til emissioner.
2. At der indhentes oplysninger om dioxinforureningen og kilder til dioxinforurening i andre OSPAR-lande.
3. Et nyt Danced projekt i Østersøregionen, med formålet at få et overblik over omfanget af dioxinforureningen i regionen, især i Polen, Rusland og de baltiske lande. Set i forhold til forureningen med dioxin i Østersøen er det vigtigt at opnå et overblik over tidligere og eksisterende kilder til dioxinforurening i de nævnte lande.

Denne undersøgelse har til formål at bidrage til punkt 1 med forøget viden om emissionerne af dioxin fra mindre forbrændingsanlæg m.v., på baggrund af konkrete orienterende målinger.

2. Metode

2.1 Udvælgelse af anlæg

Miljøprojektet "Baggrundsdokument for fastsættelse af luftemissionsgrænseværdi for dioxin"⁵ indeholder en oversigt over kendte kilder samt en vurdering af, hvor pålidelige de foreliggende data er. Med udgangspunkt i oversigten er der udvalgt de kilder, som indgår i denne undersøgelse. Alle kilderne blev inddelt i tre grupper:

1. Gruppen, hvor eksisterende datagrundlag anses for at være tilstrækkeligt og brugbart, eller emissionen med sikkerhed er meget lille.
2. Gruppen, der baseres på virksomhedsfinansierede målinger.
3. Gruppen, hvor målingerne foretages i Referencelaboratoriets regi.

Denne undersøgelse omfatter gruppe 3, med afrapportering af de gennemførte målinger. Desuden vises resultaterne fra en række andre nyere målinger på tilsvarende anlæg med samme typer brændsler indhentet via amterne.

Gruppe 3 omfatter en række mindre kilder, som hovedsagelig findes i private hjem eller på mindre virksomheder, hvor det vurderes at være vanskeligt og/eller urimeligt at kræve egenfinansierede målinger på enkelte af de mange anlæg, der findes.

2.2 Målemetode

Det er et generelt krav til prøvetagningen, at CEN-standard EN 1948 del 1 om prøvetagning skal følges, mens standardens del 2 og 3 om oprensning og analyse skal følges for laboratoriearbejdet.

Som beskrevet i standarden, er det generelle princip for prøvetagning af dioxiner, at en gasprøve udsuges isokinetisk fra kanalen, og dioxinerne opsamles både på et filter, i en kondensatflaske og i en fast eller flydende adsorbent (afhængigt af det valgte prøvetagningssystem). Alle dele af prøvetagningssystemet til og med adsorbenten, der er i kontakt med gassen, skal være lavet af glas (og/eller titan).

Standarden er ikke specifik og tillader en række forskellige prøvetagningsprocedurer med mange valgmuligheder for flere delkomponenter.

Målingerne på de helt små anlæg, brændeovn og træpillefyr blev valgt udført med to samtidige prøver ved forskellige driftsbetingelser. Prøverne fra grillstegning blev valgt at være enkeltprøver ved to forskellige driftsformer og to forskellige slags grillbriketter.

Ikke alle de målinger, der er indhentet fra amterne, opfylder de stillede krav til prøvetagning, idet prøvetagningstiden for de fleste er kortere end de specificerede 6 timer, og ingen af dem er udført med 2 x 2 prøver. På øvrige punkter opfylder de stillede krav. Det vurderes, at afvigelserne medfører en større usikkerhed på målingerne, men da resultaterne vurderes at bidrage væsentligt til dokumentation af dioxinemissionen fra de pågældende anlægstyper, medtages de på trods af den større usikkerhed.

2.3 Anlægsdata og rapportering

Det har generelt ikke været muligt at indhente oplysninger om temperaturforløb og opholdstid i fyrrummet. Det er oplysninger, der sjældent er tilgængelige på anlæggene, hvis de overhovedet findes.

2.4 Analyse

Prøverne skal analyseres som angivet i CEN-standard EN 1948 del 2 og 3.

2.5 Datapræsentation

For at gøre datapræsentationen så overskuelig som muligt, er antallet af data i rapportdelen, søgt begrænset. Alle data og værdier findes i bilagsdelen.

Alle emissionskoncentrationer opgives ved referencetilstanden (n,t,10%O₂), dvs. tør luft ved normaltilstanden 0°C, 101,3 kPa og 10% O₂, som er den almindeligt gældende referencetilstand for de fleste forbrændingsprocesser, der indgår i undersøgelserne. Spildoliefyrede anlæg har dog normalt en referencetilstand på 3 % O₂, men for at bevare ensartetheden er koncentrationerne herfra også opgivet ved 10 % O₂.

Sammen med resultaterne fra målingerne på de udvalgte anlæg, rapporteres en række nyere målinger på tilsvarende eller sammenlignelige anlæg og brændsler.

2.5.1 Detektionsgrænser

Detektionsgrænsen bør normalt være mindre end 10 % af den emissionsgrænseværdi, der skal kontrolleres. De industrianlæg, der er målt på, er omfattet af en emissionsgrænseværdi på 0,1 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂), som angivet i Miljøstyrelsens luftvejledning fra august 2001⁶, og denne grænseværdi anvendes til sammenligning. I den tidligere luftvejledning⁷ var grænseværdien for industrianlæg fastsat til 1 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂).

Detektionsgrænsen for analysen er normalt nogle få pg/prøve for hver congener, men den afhænger i hvert enkelt tilfælde af renheden af prøvematrixen. For at få den samlede detektionsgrænse for prøven, skal detektionsgrænsen på nogle få pg/prøve ganges med I-TEF faktoren for hver af de 17 congenere, der analyseres og adderes. Detektionsgrænsen vil normalt ligge væsentligt under 10 % af den kommende grænseværdi på 0,1 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂).

For en række af prøverne er der fundet en eller flere congenere i koncentrationer mindre end detektionsgrænsen, men for at gøre talmaterialet mere overskueligt, er det valgt kun at opgive den højeste værdi, hvor detektionsgrænsen er medtaget i rapportdelen. I bilagsdelen findes alle værdierne.

Det skal bemærkes, at resultater under detektionsgrænsen kun forekommer for prøver med meget lave dioxinkoncentrationer.

2.5.2 Usikkerheder

Den samlede usikkerhed på en måling består af usikkerheden på prøvetagningen og usikkerheden på analysen.

Usikkerheden på prøvetagningen afhænger dels af de anvendte instrumenter og metoder, og dels af målestedets indretning. Bidraget til usikkerheden fra de anvendte instrumenter og metoder vurderes til at være samme størrelse for alle målingerne, mens der kan være betragtelig forskel på bidraget fra målestedets indretning.

En eksakt angivelse af den samlede usikkerhed på prøvetagningen kræver et uforholdsmæssigt stort ressourceforbrug, hvorfor prøvetagningsusikkerheden erfaringsmæssigt fastsættes til ±15 %.

Usikkerheden på analysen er fra laboratoriet (ERGO i Hamburg) opgivet til at være ± 25 % for prøver med <10 ng pr. prøve, svarende til gaskoncentrationer < 1 ng/m³(n,t) ved et prøvevolumen på 10 m³.

Den samlede usikkerhed kan estimeres som kvadratroden af kvadratsummen af de enkelte bidrag, og kan estimeres til ± 30 %. I bilag A er den samlede usikkerhed på målingerne (koncentrationsbestemmelse) estimeret til ca. 30 % ud fra de aktuelt målte værdier. Det må konkluderes, at målingerne er gennemført med en forventet og tilfredsstillende usikkerhed.

Det skal bemærkes, at ovenstående værdier gælder for den enkelte måling.

2.5.3 Blindværdi

For hver sæt prøver á 4 stk. udtages en blindprøve. Blindprøven udtages ved at montere filter og adsorbenten i måleudstyret og opvarme filteret til driftstemperaturen. Filter og adsorbent demonteres, og glasudstyr skylles som efter en måling med acetone og toluen. Blindprøven består af filter, adsorbent og skyllevæskerne, som analyseres ligesom prøverne.

Blindprøver skal normalt have værdier, der er mindre end 10 % af prøverne, målt som vægt pr. prøve.

Ifølge CEN standarden EN 1948 skal der ikke korrigeres for blindværdierne.

Ved måling af meget lave koncentrationer, som ligger væsentligt under emissionsgrænseværdien på 0,1 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂), kan dette krav ofte ikke opfyldes. Flere af målingerne har da også så lave værdier, at blindprøverne udgør væsentligt mere end 10 % af prøvernes værdi. De prøver er derfor behæftet med en større usikkerhed i nedadgående retning, og de skal derfor betragtes som maksimale værdier.

Blindværdier opgives ikke i rapporten, men kan findes i bilagene, beregnet i % af hver måling.

2.5.4 TEQ enheder

Alle målte værdier for dioxiner opgives i I-TEQ, og refererede værdier fra andre undersøgelser opgives så vidt muligt også i I-TEQ.

For at fremtidssikre de målte værdier opgives de i bilagsdelen også som WHO-TEQ, som anvendes til human risikovurdering af fødevarer og foderstoffer. WHO-TEF faktorerne kan tænkes engang i fremtiden også at blive standard for emissionsmålinger i stedet for I-TEF værdierne, hvilket dog forudsætter ændringer i CEN standarden om prøvetagning og analyse, EN 1948, og i EU direktivet om forbrænding af affald.

Emissionen i WHO-TEQ giver for affaldsforbrændingsprocesser oftest lidt højere værdier end I-TEQ, fordi TEF værdien for 12378-PentaCDD er øget fra 0,5 til 1.

I-TEF og WHO-TEF værdierne ses i tabel 1.

Tabel 1.
TEF værdier

De grå felter viser, hvor der er forskel på TEF værdierne.

2.5.5 Congener mønstre og I-TEQ procenter

Der vises congener mønstre og I-TEQ procenter for alle de udførte og refererede målinger.

Et congener mønster er en grafisk visning af koncentrationen eller mængden af hver enkelt, eller grupper af isomere af de 17 congenere, der normalt bliver analyseret.

I-TEQ procenten er vægten af de 17 congenere i I-TEQ enheder, dvs. efter omregning med TEF faktorerne, i procent af vægten før omregningen.

Det forventes, at ethvert fyringsanlæg vil emittere dioxiner med et karakteristisk congener mønster og I-TEQ procent, som kun varierer meget lidt, så længe anlægget kører med samme type brændsel og driftsforhold. Det antages derfor, at I-TEQ procenter og congener mønstre kan anvendes til en kvalitetskontrol af udførte målinger ved at sammenligne procenter og mønstre fra tidligere målinger på anlægget. Hvis der ikke er overensstemmelse, kan det enten være forårsaget af fejl i prøvetagning eller i analyse, eller at der har været væsentlige ændringer i anlæggets driftsforhold eller i det anvendte brændsel.

Der er to formål med at vise mønstrene.

1. At tilvejebringe et datamateriale til verificering af hvorvidt I-TEQ procenter og congener mønstre kan anvendes til en kvalitetskontrol af prøvetagning og analyse.
2. At vise de karakteristiske mønstre, der normalt findes for et givet type brændsel og forbrændingsanlæg, så det kan sammenlignes med andre mønstre fra andre typer anlæg og brændsler og derved vise ligheder og forskelle samt spore kilderne.

Der findes ingen standard eller almindeligt anerkendt måde at vise mønstrene på. Man kan vælge at bruge de konkrete vægtenheder (pg eller ng/m³), og/eller man kan bruge I-TEQ værdier (eller WHO-TEQ). Værdierne kan også normeres i forhold til en bestemt congener eller omregnes til % af den samlede emission. Man kan tage hver congener for sig eller slå nogle af dem sammen i grupper, så hexa-, penta- og hepta-congenererne slås sammen i hver deres gruppe. Sidst kan mønstrene også vises i forskellige diagramtyper. Der er således et utal af muligheder, som gør det vanskeligt at sammenligne mønstre fra litteraturen.

Visningen i vægt % gør mønstrene uafhængig af koncentration og TEF værdier, og mønstrene fra alle typer målinger kan derfor direkte sammenlignes.

3. Resultater

Resultaterne af målingerne er grupperet efter brændselstype, således at der kan sammenlignes mellem forskellige anlægstyper, når der er målt på flere forskellige.

Flere steder er medtaget resultaterne af nyere målinger på samme type anlæg, med samme brændselstyper, halm, træ og spildolie, og krematorier.

3.1 Halm

3.1.1 6,3 MW Fjernvarmeværk

Der er foretaget målinger på Høng Fjernvarmeværk på Vestsjælland.

3.1.1.1 Anlægsbeskrivelse

Værket har en halmfyret 6,3 MW Nordfab-Weis varmtvandskedel, der producerer 101°C varmt fjernvarmevand.

Hesstonballer oprives, og halmen indfyres med et Nordfab Strawdivider indfyringssystem med hydrauliske indskubbere, der styres i 10 trin. Kedlen har 6 ristetrin og skrabetransportør for slagger til container.

Anlægget har røggasrensning med Simatek cyklon og posefilter. Støvemissionen er ved to tidligere målinger bestemt til henholdsvis 5 og 27 mg/m³(n,t,10% O₂). Temperaturen efter kedlen er ca. 120°C, og den falder gennem cyklon og filter til ca. 110°C efter filteret.

Målingerne blev udført den 21. og 22. december 1999.

På begge måledage blev der anvendt hvedehalm med et vandindhold på ca. 12 vægt% (tør basis), fra samme leverandør. Alt værkets halm kommer fra leverandører indenfor en radius af ca. 30 km. Leverandørerne er kontraktligt forpligtiget til at lade halmen ligge og "ose af" i mindst 8 dage efter mejetærskning og inden presning i baller. Det giver et bedre halm med færre forbrændingstekniske problemer i kedlen.

Værket har en energiudnyttelse på 3,7 MW/t halm som årsgennemsnit eller 270 kg halm/MW. Under målingerne er udnyttelsen beregnet til 268 kg halm/MW

Under målingerne har anlægget kørt med normal drift, som i den periode har været op til 110 % af designkapaciteten på 6,3 MW.

Tabel 2.
Emissionsfaktorer for oprevet halm i 6,3 MW fjernvarmekedel

* Resultatet fra måling 1B er blevet kasseret, fordi sonden var knækket, da prøvetagningsudstyret blev taget ud efter endt prøvetagning. Prøven er formentlig blevet kontamineret med støv fra kanalvæggen.

I-TEQ procenten er ca. 5,5 for alle tre prøver.

Figur 1.
Dioxinmønstre for oprevet halm i 6,3 MW fjernvarmekedel

Mønstrene viser en overvægt af de højtchlorerede dioxiner og furaner med den højeste værdi for OCDD. Der ses en meget god overensstemmelse mellem både mønstre og koncentrationer fra de tre prøver.

3.1.2 Helballefyret 300 kW gårdanlæg

Der er udført målinger på et helballefyret anlæg på en gård i Sydøstjylland.

Gårdanlægget er et halmfyr på 300 kW bestående af fyrkammer, kedel og tilhørende akkumuleringstank. Fyrkammeret er cirkulært (volumen 6,3 m³) og beregnet for afbrænding af rund- og bigballer.

Tilsætningen af forbrændingsluft til fyrkammeret optimeres via blæser/spjæld, hvis indstilling reguleres ud fra måling af røggassens temperatur og oxygenindhold.

Såfremt kedeltemperaturen overstiger en forudindstillet værdi, stoppes røggasblæseren automatisk, og spjældet lukker. Røggasblæseren og spjældet aktiveres først igen, når kedeltemperaturen når 2 °C under den forudindstillede værdi.

De ved forbrændingen dannede røggasser nedkøles gennem et røgrørsbatteri, hvor røgen opnår god kontakt med de vandkølede flader. Røggasserne emitteres uden rensning til atmosfæren gennem en skorsten. Kedlen er typegodkendt på Prøvestationen for mindre Biobrændselskedler.

Målingerne er udført den 25.08.00 og den 01.09.00, hver over en hel forbrænding af en bigballe.

Brændslet var bigballer af hvedehalm med et vandindhold på 15,5 vægt% (tør basis). Optænding er sket direkte på fyrrummets askelag uden forudgående rensning af fyrrum.

Målingerne blev påbegyndt samtidig med optænding i fyrrummet og stoppet, da oxygenkoncentrationen var høj (19 - 20 vol. %). Det er vurderet, at der ved afslutning af måleperioden stadig er ca. 10 kg uforbrændt halm i fyrrummet, som er fratrukket den indfyrede bigballes vægt ved fastlæggelse af halmomsætningen.

Tabel 3.
Emissionsfaktorer for hel halmballe i 300 kW gårdanlæg

På baggrund af disse målinger og resultater opdeles emissionen af dioxin fra halmfyrede anlæg i 2 kategorier:

1. De større anlæg med en god kontinuerlig forbrænding, en høj fyrrumstemperatur hvorved en del af de dannede dioxiner forbrændes igen, og en effektiv partikelrensning, der samlet giver en lav dioxinemission i intervallet 5 - 35 ng I-TEQ/t halm.
   
2. De mindre gårdanlæg med diskontinuerlig og dårligere styret forbrænding, lavere temperatur og ingen partikelrensning, med emissioner i størrelsen 5 - 10 µg I-TEQ/t halm.

Dioxinmønstrene viser en stor grad af overensstemmelse mellem enkeltprøverne fra hvert af de større anlæg, mens der er lidt forskel anlæggene imellem. Specielt afviger Høng Fjernvarme fra de tre andre ved at have en lille top for 12347-HxCDF og en lidt større top for 123678-HpCDF.

Mønsteret fra gårdanlægget er meget forskelligt fra de større anlæg, med 2378-TCDF som den dominerende congener, hvor det er OCDD, der dominerer i de større anlæg. OCDD er således dominerende ved lave koncentrationer, mens 2378-TCDF er dominerende ved høje koncentrationer.

I-TEQ procenterne er også markant forskellig fra de større anlæg. De er henholdsvis 15,8 og 13,5 ved de to driftsformer på gårdanlægget, mens de er mellem 5,1 og 6,4 for de store anlæg. Det er således tydeligt, at forbrændingsforholdene spiller en stor rolle for, hvordan dioxinmønsteret kommer til at se ud.

3.2 Træ og spånpladeflis

Der er udført målinger på Mariager Fjernvarme.

Mariager Fjernvarme har en kedel på 6,3 MW, der er forsynet med elektrofilter. Elektrofilteret er altid i drift, når kedlen er i drift, også i forbindelse med opstart. Elektrofilteret har el-opvarmning, så det kan forvarmes inden opstart, og derved undgå udkondensering. Filteret kan ikke bypasses.

Temperaturen efter kedlen er ca. 120°C og i skorstenen ca. 110°C.

Anlægget kan bruge både halm, træflis og korn- og frøafrens som brændsel. Tidligere anvendtes også spånpladeflis, men det er ophørt på grund af affaldsafgiften på dette brændsel (det er blevet for dyrt at fyre med). Fyring med spånpladeflis blev genoptaget udelukkende for at udføre målingerne med dette brændsel.

Kedlen kan kun fyres med tørt brændsel, da udmuringen ikke er udført til at kunne tåle vådt brændsel, f.eks. skovflis. Træflisen er derfor knust affaldstræ fra møbelindustrier, og korn- og frøafrens kommer fra tørreanlæg.

Kedlen har to indfyringssystemer til brændslet. En Nordfab Strawdivider med hydrauliske indskubbere til halm, og et stokersystem til træflis, korn- og frøafrens. Samfyring kan forekomme.

Målingerne blev foretaget i begyndelsen af juli måned, og kedlen har da kørt på en relativ lav belastning på grund af lavt varmeforbrug. Kedlen er oplyst at køre mere ustabilt ved lav last end ved høj last. De to første måledage er der fyret med træflis, som er rent tørt fliset fyrretræ fra en møbelfabrik.

De to næste dage er der fyret med spånpladeflis fra en møbelfabrik. Spånpladeflisens sammensætning er:

82 % Træ
9 % Ureaformaldehyd lim
0,5 % Hærder (ammoniumchlorid eller -sulfat)
0,5 % Voks (paraffin)

Desuden kan der være op til 1,4 % melamin eller papirbelægning på de anvendte spånplader, hvor afskær og rester er hugget til flis.

Det har ikke været muligt at spore leverandøren af netop de spånplader, der er anvendt i den produktion, hvorfra spånpladeflisen er kommet. Det vides derfor ikke hvilken type hærder, der har været i spånpladerne.

Tabel 6.
Emissionsfaktorer for spånpladeflis i 6,3 MW fjernvarmekedel

Som for brændeovnen ses en væsentlig mindre dioxinemission som I-TEQ ved en reduktion af belastningen. Årsagen menes at være den samme som ved brændeovne, at den væsentligt lavere forbrændingstemperatur giver mindre mulighed for dannelse af dioxin, ligesom mindre forbrændingsluft kan medføre mindre turbulens og større mulighed for oxygenfattige områder i forbrændingszonen. Forskellen er dog ikke så stor som for brændeovne, og det tilskrives den langt bedre og mere effektive kontinuerlig forbrænding i stokerfyret.

I Miljøprojekt nr. 249¹² blev der fundet de laveste dioxinemissioner på 300 til 750 ng I-TEQ/ton træ fra en nyudviklet brændeovn efter underforbrændingsprincippet. Dette forbrændingsprincip er meget sammenligneligt med stokerfyrets, og emissionerne er også i samme størrelsesorden. I begge typer forbrænding skal pyrolysegasserne fra træet passere gennem forbrændingszonen, og det giver en væsentlig bedre forbrænding end i almindelige brændeovne. Et kort resumé af miljøprojektet er givet i Bilag B.

Figur 13.
Dioxinmønstre for træpiller i 19 kW stokerfyr

I-TEQ procenterne er 15,5 for begge prøver ved 100 % last, samt henholdsvis 7,8 og 8,7 ved 26 % last.

Mønstrene udviser en tendens til at have den sammen forskel mellem de to driftsformer som brændeovnen. Den lave last på 26 % medfører en dårligere forbrænding, men slet ikke så dårlig som ved natfyring i brændeovnen. Der kan derfor tolkes således, at kurven for 26 % last er "halvvejs" ved at ligne natfyring. Koncentrationen af OCDD er steget, og 12378-PCDF er reduceret i forhold til 100 % last. Da de samlede koncentrationer for hver måling er næsten ens, er der næsten ikke forskel på mønstrene i vægt% og i koncentration. Det betyder, at koncentrationerne af OCDD ved de to driftsformer ikke er lige store, som det var tilfældet ved brændeovnen.

3.2.5 Sammenfatning træbrændsel

Nøgletallene for alle målingerne er samlet i tabel 12.

Tabel 12.
Emissionsfaktorer for alle træbrændsler

Efter denne omregning i forhold til brændværdien udviskes forskellen i emissionen fra de to typer briketter.

Måling 2 adskiller sig fra de andre målinger ved at have en noget højere emissionsfaktor og et anderledes dioxinmønster. Det kunne skyldes, at temperaturen i glødelaget er lidt højere for A-briketter, men der kan også være tale om en almindelig/tilfældig variation i forsøgsbetingelser og prøvetagning.

Der ses også en tendens til, at salt på kødet giver større dioxinemission. En tredjedel af saltet er drysset på kødet, mens det lå på grillen, og noget af det er faldet ned i gløderne.

Det statistiske materiale er dog for spinkelt til, at der kan påvises nogen signifikant forskel i resultaterne som følge af forsøgsbetingelserne.

Figur 16.
Dioxinmønstre for grillstegning

I-TEQ procenterne er henholdsvis 4,6, 9,9, 3,1 og 3.

De to forsøg med B-briketter er næsten sammenfaldende, mens der er stor forskel på de to prøver med A-briketter, som også afviger meget fra B-briketterne.

Den store forskel på de to mønstre for A-briketterne kan skyldes fejl i den ene prøve under prøvetagningen eller analysen. Alle mønstrene er næsten ens for de lavtchlorerede dioxiner, og de største forskelle ses for de højtchlorerede dioxiner. Modsat er det for furanerne, hvor der er forskelle for de lavtchlorerede furaner, mens der er meget lidt forskel for de højtchlorerede furaner.

På det foreliggende grundlag kan det ikke afgøres, om en af målingerne har en fejl, og hvilken af dem der så har den fejl.

Til sammenligning er medtaget mønsteret for fyring med ovntørret bøg i brændeovn, da de har en vis lighed med mønstrene for grillstegning.

Figur 17.
Dioxinmønstre for grillstegning og natfyring med bøgetræ

Der er en del lighed mellem mønstrene for briketter og natfyring med bøg. Den mest markante forskel er A-briketter uden krydderi, som ikke har en top for OCDD, og som ligger højere med de lavtchlorerede furaner.

3.4 Spildolie

Der er udført målinger på Marstal Fjernvarme, der ligger på Ærø. Fjernvarmeværket har 6 oliefyrede kedler på tilsammen 18,2 MW, og verdens største solfangeranlæg på 9.000 m², der dækker 15 % af det leverede fjernvarmeforbrug. På grund af solfangeren har anlægget en stor varmeakkumuleringstank.

Oliekedlerne er i størrelserne 1 til 6 MW med fælles afkast via en 25 m høj skorsten.

Under målingerne er der kørt på kedel 4, som er på 2,8 MW.

På måledagene kunne solfangeren næsten have leveret hele forbruget af fjernvarme, men på grund af målingerne kørte kedlen med ca. 75 % belastning, og overskudsvarmen blev kørt ud i varmeakkumuleringstanken.

Oliekedlerne kører med uraffineret spildolie. For at kunne leve op til emissionsvilkårene blev anlægget i 1990 forsynet med en basisk vådskrubber til reduktion af partikler, tungmetaller og sure gasser. Varmen i røggassen udnyttes ved at varmeveksle skrubbervandet med returvand.

Den specificerede prøvetagningstid på 6 timer har ikke kunnet opfyldes på grund af tilstopning af filtre i prøvetagningsudstyret. Prøvetagningstiden er derfor reduceret til 4 timer. Da anlægget kørte meget stabilt, vurderes det ikke at have haft nogen væsentlig indflydelse på resultaterne.

CO-koncentrationen var relativ høj og ustabil på den første måledag. Det blev oplyst at være en normal følge af at brænde spildolie, da det gav belægninger i oliebrænderen. Brænderen blev renset til næste dag, hvor CO var væsentlig lavere og mere stabil.

Anlægget ligger nogle hundrede meter fra kysten, og havgus kan teoretisk tilføre en hel del klorid med forbrændingsluften, men på måledagene var vejret fint og klart uden megen vind, så havgus er ikke blæst op til anlægget.

Under målingen har den spildoliefyrede kedel på 2,8 MW kørt konstant på 75 % belastning.

Tabel 15.
Emissionsfaktorer for uraffineret spildolie i 2,8 MW kedel

I-TEQ procenterne er 10,5, 6,5, 10,4 og 2,5.

De to samtidige målinger den første dag stemmer meget fint overens med en forskel på kun 9 %. De to samtidige prøver den næste dag afviger så meget fra hinanden, at det er nærliggende at antage, at der er noget galt med den ene eller begge to. Gennemsnittet på 1.000 ng I-TEQ/ton olie er dog i god overensstemmelse med gennemsnittet på 900 fra den første måledag.

Det har ikke været muligt at finde fejl i hverken prøvetagningen eller analysen, som kan forklare den store forskel. Fejl under prøvetagningen kan nemt medføre for lave resultater ved, at der suges falsk luft via utætheder. Derfor måles O₂ % efter prøvetagningsudstyret for at sikre, at den svarer til koncentrationen i røggassen, og der har været overensstemmelse under hele prøvetagningen. Fejl under prøvetagningen kan meget vanskeligt medføre opsamling af en for stor prøve. Den eneste oplagte mulighed for at opsamle en for stor prøve, er en kontaminering, f.eks. ved at sonden rører røggaskanalen, og støv herfra kommer med i prøven, hvilket er umuligt at kontrollere bagefter. Under prøvetagningen blev der ikke observeret nogen mulighed for kontaminering, men det kan ikke udelukkes at være sket.

Hvis der er sket en kontaminering, er målingen med det lave resultat den rigtige, og den er kun 1/3 del af målingerne den første dag. På den anden dag kørte anlægget meget mere stabilt med lavere CO og langt mindre variation i denne, og det kan forventes at medføre en lavere dioxinemission.

Hvis den lave måling er forkert, er det vist, at emissionen stiger med 60 %, når anlægget kører mere stabilt, og CO er reduceret. Det strider imod den gængse viden om dannelsen af dioxiner i forhold til forbrændingsforholdene.

Det mest sandsynlige er, at den høje måling er fejlbehæftet, men da det ikke kan afgøres med sikkerhed hvilken af dem, der er forkert, er det valgt at betragte dem som variationsbredden for målingen.

Figur 18.
Dioxinmønstre for uraffineret spildolie i 2,8 MW kedel

Prøverne mærket A, der er fra samme studs, er atypiske i forhold til de to andre prøver mærket B, fra den anden studs. De mangler begge en forhøjet værdi for OCDD, og desuden har prøve 2A en meget høj værdi for 2378-TCDF. De manglende toppe for 1234678-HpCDD og OCDD kunne være forårsaget af en uens fordeling af støv i kanalen. Den høje værdi for 2378-TCDF for prøve 2A er vanskelige at forklare, men der kunne være tale om en kontaminering under prøvetagningen eller analysearbejdet (f.eks. anvendelse af kontamineret glasudstyr).

3.4.2 Genraffineret spildolie i Odense Fjernvarme

I december måned 1999 er der på foranledning af Fyns Amt udført måling af bl.a. dioxiner fra kedel 4 på Fjernvarmecentralen Sanderum i Odense¹⁴.

Kedlen der er på 23 MW blev fyret med genraffineret spildolie af mærket DOG 25.

Der er udført en 6 timers måling på hver af to dage, hvor kedlen har kørt med ca. 80 % belastning.

Tabel 16.
Emissionsfaktorer for genraffineret spildolie i 23 MW kedel

I-TEQ procenten er henholdsvis 2,9 og 3,7.

Dioxinemissionen er meget lav i forhold til fyring med urenset spildolie og er på niveau med emissionen ved fyring med almindelig fyringsolie, som Erik Hansen et. al¹⁵. angives til 40 (20 - 90) ng I-TEQ/m³ olie, svarende til 0,001 - 0,005 ng/m³(n,t,10%O₂).

Figur 19.
Dioxinmønstre for raffineret spildolie i 23 MW kedel

Mønstrene for de to målinger viser en stor grad af overensstemmelse.

3.4.3 Genraffineret spildolie i Silkeborg Fjernvarme

I november 2000 er der på foranledning af Århus Amt udført målinger af dioxiner fra Silkeborg Kommunes varmecentral¹⁶.

Målingerne er udført på kedel 6 på Silkeborg Kommunes varmecentral på Keglstrupvej 38. Kedel 6 er en Danstoker type TVB nr. 18 og er på 15 MW.

Varmecentralen er en spidslastcentral, og kedel 6 blev kun startet op for at udføre målingerne. Driftsforholdene under målingerne har været præget af dårlige forbrændingsforhold, formentlig fordi det ikke er en kedel, der er i normal kontinuerlig drift.

Der er udført 2 to-timers målinger i forlængelse af hinanden. Prøvetagningen er ikke i overensstemmelse med principperne for prøvetagning i nærværende undersøgelse, men det vurderes i dette tilfælde kun at give anledning til en større usikkerhed på resultaterne.

Tabel 17. Emissionsfaktorer for genraffineret spildolie i 15 MW kedel

I-TEQ procenten er henholdsvis 5,2 og 4,2.

Under den første måling blev kedlen stoppet for at rense oliebrænderen. Under anden måling sodede brænderen væsentligt mere end under første måling, hvilket målingerne af partikelemissionen bekræfter. En langt større andel af partiklerne under måling 2 består af uforbrændt kulstof (sod), som giver en bedre basis for dannelsen af dioxiner end udbrændte askepartikler. Det kunne være årsagen til den meget store forskel i emissionen under de to målinger.

Figur 20.
Dioxinmønstre for genraffineret spildolie 15 MW kedel

Mønsteret for prøve 1 har stor lighed med mønsteret for genraffineret spildolie i Sanderum, og koncentrationerne er også lige store, 0,002 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂). Mønsteret for prøve 2 er markant forskelligt fra både prøve 1 og Sanderum, samtidigt med at koncentrationen er en faktor 27 større. Årsagen til dette antages at være den dårligere forbrænding med større dannelse af precursors og sodpartikler, hvor dioxindannelsen kan foregå.

3.4.4 Sammenfatning spildolie

Emissionsfaktoren for uraffineret spildolie er bestemt til mellem 300 og 1.640 ng I-TEQ/ton olie, med et gennemsnit på 950 ng I-TEQ/ton olie. De 4 prøver, bestemmelsen er baseret på, stemmer ikke helt overens, og værdierne skal derfor tages med forbehold.

Emissionsfaktoren for raffineret spildolie er bestemt til mellem 29 og 36 ng I-TEQ/ton olie, med et gennemsnit på 32 ng I-TEQ/ton olie, ved normal drift på et veljusteret anlæg.

Under unormale forhold med dårlig forbrænding og forhøjet sodindhold er emissionsfaktoren målt til 970 ng I-TEQ/ton olie. Der er dog kun tale om en måling over 2 timer, hvor den høje værdi kan skyldes andre forhold omkring prøvetagningen eller analysen.

Årsagen til den store forskel på raffineret og uraffineret spildolie kan skyldes, at uraffineret spildolie indeholder relativt store koncentrationer af urenheder, som tungmetaller og salte. Den genraffinerede spildolie er i forhold til renhed og indhold af tungmetaller på niveau med almindelig fyringsolie, ligesom emissionsfaktoren for dioxin. I tabel 18 ses et eksempel på analyser på uraffineret og genraffineret spildolie. Andre prøver kan afvige meget fra de anførte værdier, specielt for uraffineret spildolie.

Tabel 18.
Eksempel på renhed af genraffineret og urenset spildolie

Genraffineret spildolie analyseres for de anførte metaller, fordi det er dem, der stilles krav til ved forbrænding af spildolie, ifølge bekendtgørelse om affald nr. 619 af 27. juni 2000 bilag 11. Desuden analyseres for PCB, og olien må i praksis ikke anvendes i almindelige spildoliefyrede anlæg, hvis indholdet er større end 10 ppb.

Det større indhold af metaller, specielt kobber, og chlorider fremmer dannelsen af dioxiner. Chlorider kan ved høj temperatur og tilstedeværelse af ilt og kobber som katalysator omdannes til chlorradikaler, som kan indgå i dannelsen af dioxiner.

Samtidigt kan dioxinemissionen også øges, fordi flere urenheder i olien nemmere giver problemer med brænderen, så der dannes mere sod, hvorpå dannelsen af dioxiner kan ske.

Spildolie vil kunne indeholde PCB, f.eks. fra kasserede transformatorer eller kondensatorer, eller chlorerede opløsningsmidler, der er bortskaffet sammen med spildolien. Begge dele kan give anledning til meget forhøjede dioxinemissioner.

Ved genraffinering af spildolie vil chlorerede opløsningsmidler primært ende i den letteste fraktion sammen med vand. Metaller, salte og andre urenheder opkoncentreres i den tungeste fraktion, bitumen. Renheden af genraffineret spildolie er på højde med eller bedre end almindelig fuelolie og gasolie.

Der findes tilsyneladende kun få anlæg i Danmark, der stadig anvender uraffineret spildolie, idet de fleste af de anlæg, der har været kontaktet, har skiftet til at anvende raffineret spildolie.

3.5 Krematorier

Der er udført målinger på Holbæk Krematorium på Sjælland, og der refereres resultaterne fra målinger på Odense Krematorium.

Alle danske krematorier har i løbet af 90’erne fået installeret nye ovne med efterforbrændingskammer, eller de er blevet ombygget med bl.a. efterforbrændingskammer for at kunne leve op til krav om bl.a. forvarmning til min. 850°C inden indsættelse af kisten, og en opholdstid på minimum 1 sekund ved 850°C.

3.5.1 Holbæk Krematorium

Krematorieovnen er en gasfyret Envikraft ovn fra 1996, som repræsenterer den nyeste generation af krematorieovne, som bl.a. er født med efterforbrændingskammer. Denne nye generation af ovne findes på over halvdelen af de 50 danske krematorieovne.

Ovnen består af et hovedbrændkammer (HBK), hvor kisten indsættes, og et efterforbrændingskammer (EBK), hvor de dannede pyrolyseprodukter udbrændes. Både HBK og EBK er forsynet med gasfyrede støttebrændere til sikring af, at de ønskede temperaturer i de to kamre altid kan opretholdes. HBK forvarmes til ca. 850°C inden indfyring, og temperaturen holdes på mindst 850°C i EBK.

Efter ovnen indblandes frisk luft før sugetræksblæseren for at sænke røggastemperaturen til mellem 300 og 350°C.

Målingerne er foretaget i røggaskanalen efter sugetræksblæser og før skorsten. Forbrændingsluftmængden varierer meget over en kremering, og luftmængden er derfor målt kontinuerlig over måleperioderne.

Målingerne er foretaget over 4 kremeringer på hver af de to måledage. Hver kremering varer gennemsnitligt 1½ time, og måleperioderne har derfor været lidt mere end 6 timer.

Tabel 19.
Emissionsfaktorer for Holbæk Krematorium

I-TEQ procenterne er i gennemsnit 9, med yderpunkterne 6,8 og 10,9.

Røggastemperaturen er ca. 345 °C, og der er derfor en mulighed for at dioxiner kan dannes efter målestedet og frem til afkastet fra skorstenstoppen, hvor temperaturen falder ved opblanding med udeluft. Der er ca. 15 m fra målested til skorstenstoppen og røgrøret er 0,6 m i diameter, og det antages at have samme dimension helt op til skorstenstoppen. Opholdstiden er derved i gennemsnit 1,8 sekunder. Da luftmængden varierer meget over en kremering, vil opholdstiden variere fra under 1 sekund til flere sekunder. Forholdene kan ikke sammenlignes med forholdene i et filter med høj temperatur, hvor det vides, at der kan dannes væsentlige mængder dioxin. I et filter er der en meget høj partikelkoncentration og lang opholdstid, og i krematoriet har vi en relativ lav partikelkoncentration og en relativ kort opholdstid. Det vurderes derfor, at der ikke dannes væsentlige mængder dioxiner efter målestedet.

Figur 21.
Dioxinmønstre for Holbæk Krematorium

Mønstrene for de fire målinger er meget forskellige fra alle de tidligere viste mønstre i denne rapport, udviser en stor grad af overensstemmelse indbyrdes, men med enkelte større forskelle. En vis grad af forskel og variation var forventet, da der kan være meget stor forskel på vægt, sammensætning og indhold af fremmede stoffer i de lig, der kremeres.

3.5.2 Odense Krematorium

I juni måned 2000 er der på foranledning af Fyns Amt udført måling af dioxiner fra 2 ovne på Odense Kommunes Krematorium¹⁷.

Odense Kommunes Krematorium har 2 kremeringsovne. Ovnene repræsenterer den gamle type krematorieovne, som er blevet udbygget med bl.a. efterforbrændingskammer for at kunne leve op til gældende danske krav til forbrændingen.

Begge ovne har en oliefyret støttebrænder såvel i hovedbrændkammeret, hvor kisten indsættes, som i efterforbrændingskammeret til at sikre den nødvendige og foreskrevne temperatur. Ovnene anses samlet for repræsentative for den ældre ombyggede type ovne, som udgør omkring en tredjedel af de 50 danske krematorieovne.

Røggassen blandes med atmosfærisk luft i en ejektor, så temperaturen reduceres fra ca. 850 °C i efterforbrændingskammeret til ca. 245 °C.

Der er udført en måling på hver ovn over 5 til 6 timer, hver med 3 kremeringer. Målingerne blev udført den 20. og 21. juni 2000. Resultaterne fra målingerne, der er opgivet i koncentration og i emission pr. time, er omregnet til emissionsfaktorer pr. kremering.

Tabel 20.
Emissionsfaktorer for Odense Krematorium

I-TEQ procenten er henholdsvis 8 og 7,5.

Der er en relativt stor forskel på emissionen fra Ovn 1 og Ovn 2, og de er begge større end målingerne på Holbæk Krematorium. De to ovne er af samme fabrikat, men de er ikke identiske. Der kan derfor være konstruktionsmæssige forskelle, som betinger en forskel i emissionen, men det kan også være forårsaget af forskel i vægt og indholdsstoffer i de lig, der er blevet kremeret. CO-emissionen tyder ikke på, at forskel i forbrændingsforholdene skulle være årsagen, da CO-emissionen er mindst for Ovn 1, der har den største dioxinemission.

Figur 22.
Dioxinmønstre for Odense Krematorium

Selvom der er en faktor 3 til forskel i koncentrationen og målingerne er fra 2 forskellige ovne, er mønstrene meget ens.

3.5.3 Sammenfatning krematorier

De samlede målinger giver et interval for emissionsfaktoren på 180 –930 ng I-TEQ/kremering. 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).

Der har hidtil ikke været forlangt nogen form for røggasrensning på krematorier i Danmark, men i løbet af 90’erne er alle anlæggene blevet ombygget for at kunne leve op til krav om bl.a. forvarmning til min. 850°C inden indsættelse af kisten og en opholdstid på minimum 1 sekund ved 850°C¹⁸.

De to anlæg, der er målt på, anses for at være repræsentative for størstedelen af de 32 danske krematorieovne. Da alle anlæg skal overholde kravene om opholdstid og temperatur, vurderes der kun at være en lille mulighed for, at der findes anlæg med emissioner af dioxiner væsentligt over det målte interval.

Figur 23.
Dioxinmønstre for gennemsnit af målingerne på krematorier

Mønstrene for gennemsnittene af målingerne for de to anlæg udviser meget stor overensstemmelse, selvom der er relativ stor forskel på emissionsfaktorerne.

Mønstrene er meget forskellige fra de andre forbrændingsanlæg, der er målt på, og de har en væsentlig større lighed med mønstre fra affaldsforbrændingsanlæg. Der ses højere niveau for de fleste congenere, med et par karakteristiske toppe for 1234789-HpCDD og OCDD og 234678-HxCDF og 1234678-HpCDF. De fleste af de andre viste mønstre har typisk en eller to karakteristiske toppe og lave værdier for de fleste andre congenere.

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:

Emissionsfaktor 5.500 - 14.800 ng I-TEQ/ton grillbriketter, eller
11 - 30 ng I-TEQ/grillstegning med 2 kg grillbriketter

Koncentration 0,5 - 1 ng I-TEQ/m³(n,t,10%O₂)

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.

5. Konklusion

De gennemførte målinger sammen med nyere målinger på tilsvarende anlæg med tilsvarende brændsler har eftervist emissionsfaktorer svarende til de lave niveauer i de intervaller, der er angivet i andre opgørelser, baseret på både nyere og ældre danske og udenlandske målinger.

Manglen på emissionsfaktorer i den høje ende af intervallet i denne undersøgelse er ikke bevis for, at de ikke findes.

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

De større halm- og træfyrede anlæg repræsenterer den bedre ende af danske anlæg, hvad angår rensning af røggassen for partikler. Da en del af dioxinerne findes på partiklerne, så vil en større partikelemission normalt også betyde en større dioxinemission. Der er derfor beregnet en større øvre grænse i de angivne emissionsintervaller i forhold til en større partikelemission svarende til grænseværdien på 40 mg/m³(n,t,10% O₂).

Halm:

Større anlæg med en god kontinuerlig forbrænding, en høj fyrrumstemperatur, og en effektiv partikelrensning.

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).

Congenermønstre og I-TEQ procenter:

Der er vist karakteristiske dioxinmønstre og I-TEQ procenter for hver type anlæg og brændsel. De udviser stor overensstemmelse for målinger på samme brændsel og forbrændingsforhold, også imellem forskellige anlæg med sammenlignelige forbrændingsforhold. Det er påvist, at de karakteristiske mønstre og I-TEQ procenter ændres markant med ændrede forbrændingsforhold. Det viser, at mønstre og I-TEQ procenter formentlig kan bruges til en simpel og effektiv kvalitetskontrol af de udførte målinger. Kontrollen kan anvendes både til kontrol af de to samtidige målinger mod hinanden og til kontrol i forhold til tidligere målinger på samme anlæg.

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 ikke får så stor betydning for I-TEQ procenten, som den kan have på mønsteret.

I-TEQ procenten kan bruges til det hurtige tjek af målingerne, om de svarer til det normale for anlægget eller anlægstypen. Gentagne målinger på samme anlæg vil give erfaringer med variationsbredden for I-TEQ procenten.

Afviger I-TEQ procenten fra det normale, er der grund til at undersøge mønstrene nærmere. 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.

Bilag A: Usikkerhed

Der er udført beregninger af usikkerheden på de målinger, der er udført i forbindelse med gennemførelse af projektet. Beregningerne omfatter ikke resultaterne fra de øvrige målinger, der er medtaget i undersøgelsen.

Som måleserierne er planlagt, er alle målinger gennemført efter samme skema (undtaget herfra er dog målingerne på grillstegning), som illustreret i tabel 21. Her ud fra er det muligt at anvende resultaterne til en kvantitativ beregning af usikkerheden på en dioxinmåling.

Usikkerheden på en dioxinmåling kan opdeles i 2 komponenter, den ene stammende fra usikkerheden på målingen og den anden stammende fra forskelle i emissioner fra dag til dag, der ikke kan begrundes i driftsmæssige ændringer (for eksempel CO og temperaturer).

Tabel 21.
Planlægning af måleserier, med beregninger for det enkelte anlæg

Måleusikkerheden bestemmes som metodens repeterbarhed, som angivet i DS/ISO 5725-2³⁵, efter

, hvor

s_m er spredningen på målingen, og n er antallet af dobbeltmålinger.

Det skal bemærkes, at spredningen på målingen udtrykker den aktuelle spredning, som den er fundet ved disse måleserier. Der er derfor beregnet uden hensyntagen til, om det er dk-TEKNIK eller Teknologisk Institut, der har udtaget prøverne, eller hvilket anlæg prøverne er foretaget på.

For at denne metode kan anvendes, kræver det, at variabiliteten er uafhængig af den målte værdi. Fordi der er målt på en række forskellige anlæg, er der naturligt også relativt store forskelle i de målte værdier, og den første vurdering af datasættet tyder på, at variabiliteten stiger med stigende koncentration. Derfor omregnes disse til relative værdier (procent af målt værdi), inden beregningerne foretages. Figur 24 viser, at den relative værdi er uafhængig af den målte værdi.

Figur 24.
Relativ variabilitet som funktion af målt værdi

Inden ovenstående beregning gennemføres, anbefaler ISO standarden 5715-2, at der gennemføres en test for homogeniteten i datasættet ved at undersøge, om nogle af variabiliteterne er afvigende fra de andre (Cochran’s test). For ét af de 16 datasæt viser testen, at denne udviser større variabilitet end de øvrige, og denne værdi udgår derfor i de efterfølgende beregninger. Det skal bemærkes, at 15 datasæt statistisk set er en begrænset mængde, og at beregningerne kun er anvendelige for denne undersøgelse, og at det frarådes at ekstrapolere fra denne undersøgelse til andre undersøgelser.

Resultaterne foreligger med tre forskellige enheder. Som koncentration i ng/m³ (tør gas ved normaltilstanden), som emissionen i ng/time og som emissionsfaktorer (ng/tons materiale). Beregningen af usikkerheden på målingerne er foretaget på alle tre værdier.

For visse af målingerne er der opnået resultater, hvor værdien af enkelte af isomererne er under metodens detektionsgrænse, og resultatet skal derfor ifølge målestandarden opgives som et interval (se afsnit 2.3). Beregningen af usikkerheden på målingerne er foretaget både på de værdier, hvor værdier under detektionsgrænsen indgår i resultatet med værdien 0 (nul), og hvor de indgår med detektionsgrænsens værdi.

Samtlige værdier for beregning af usikkerheden fremgår af tabel 22. Resultaterne viser, at usikkerheden er af størrelsesordenen 25 til 30% af målt værdi, hvilket er tilfredsstillende, når de målte værdier tages i betragtning. For eksempel er der målt emissioner i intervallet fra under 1 ng/time til 900 ng/time.

Af tabel 22 ses det også, at usikkerheden ikke påvirkes af, hvordan værdier under detektionsgrænsen indgår i beregningen af den målte værdi, ligesom omregning fra koncentration til emission eller emissionsfaktor heller ikke påvirker usikkerheden signifikant.

Tabel 22.
Relativ usikkerhed på målingerne bestemt som spredning

Bilag:B Resumé af Miljøprojekt nr. 249, 1994. Emission af dioxiner fra pejse og brændeovne³⁶

De vigtigste forsøgsbetingelser og måleresultater fra miljøprojektet er gengivet i dette resumé, som er udarbejdet i forbindelse med gennemlæsning af rapporten. Indholdet er således udtryk for den umiddelbare opfattelse af indholdet i miljøprojektet, og en anden læser kan opfatte teksten anderledes. Emissionsværdierne er desuden aflæst fra diagrammer med den usikkerhed, det indebærer, og værdierne er efterfølgende omregnet til emissionsfaktorer i I-TEQ enheder pr. tons træ. De anførte emissionsfaktorer kan derfor ikke genfindes direkte i miljøprojektet.

Der er udført målinger med 3 brændsler i 4 ovntyper ved to forskellige driftsformer.

De 3 brændsler er:
Bøg, birk og gran, der er skovet i Marselisborg skovdistrikt syd for Århus. Træet er kløvet til standardstørrelse brænde med bark og tørret til ens fugtindhold på ca. 18%, svarende til det, der opnås ved almindelig lufttørring under tag.

De 4 ovntyper er:

1. Ældre støbejernsovn, der er solgt mange af i Danmark.
2. Ældre pladejernsovn, der er repræsentativ for pladejernsovne i Danmark.
3. Ny og forbedret udgave af ovn 2. Godkendt i henhold til DS 887.
4. Prototype af ovn med underforbrænding, udviklet af Dansk Teknologisk Institut.

De to driftsformer er:

1. Optimal drift. Defineret som den driftsform, hvor ovnen havde den bedste og reneste forbrænding, vurderet ud fra virkningsgrad og emissionen af CO og uforbrændte kulbrinter.
2. Normal drift. Defineret som den driftsform, som oftest forekommer i praksis. Forbrændingen var visuelt god med flammer i brændkammeret, men med dæmpet ydelse. CO-emissionen var relativt høj.

I praksis var forskellen på de to driftsformer, at forbrændingsluftmængden var større ved Optimal drift end ved Normal drift.

Analyserne er udført som gruppespecifikke analyser, således at der samlet er analyseret for grupperne af:

Analyserne blev foretaget på LRGC/MS (Low Resolution Gas Chromatography/Mass Spectrometry) og detektionsgrænserne har været relativt høje, i størrelsesordenen 1 ng/prøve. Flere af grupperne har været under detektionsgrænsen og er angivet med værdien 0.

Emissionerne er opgivet i ng/m³ i tabelform og i ng/kg træ i søjlediagram. De eksakte tal for emissionen i ng/kg træ kan ikke findes i rapporten, ligesom det øvrige talmateriale ikke er tilstrækkeligt til at rekonstruere beregningerne. Værdierne er derfor aflæst fra søjlediagrammet med den relativt store aflæsningsusikkerhed, det medfører.

Værdierne er efterfølgende omregnet til Nordiske TEQ, som tilnærmelsesvis svarer til I-TEQ, som angivet i rapporten side 42, som 1,5% af den totale dioxinemission. Desuden er tallene omregnet til at være pr. ton træ.

Normal fyring svarer bedre til den normale anvendelse af brændeovne end optimal fyring. Det er derfor mest rigtigt at sammenligne andre målinger med resultaterne fra normalfyring.

De nye målinger for bøg og birk i brændeovn på henholdsvis 1.900 og 5.100 ng I-TEQ/ton træ er af samme størrelsesorden som ovenstående resultater for ovn 2 og 3.

De nye målinger på et stokerfyr på henholdsvis 530 og 210 ng I-TEQ/ton træ ved fuldlast og 26% last kan sammenlignes med ovn 4, da de i princippet begge fungerer efter underforbrændingsprincippet. Her er der meget fin overensstemmelse.

Rapporten giver desværre ingen forklaring på det forhold, at specielt ovn 3, som er en forbedret model med bedre forbrændingsforhold end ovn 1 og 2, har en meget forøget dioxinemission ved optimal fyring. Det formodes at kunne skyldes forhold omkring højere temperatur og kortere opholdstid i brændkammeret.

Bilag:B Resumé af Miljøprojekt nr. 249, 1994. Emission af dioxiner fra pejse og brændeovne³⁶

De vigtigste forsøgsbetingelser og måleresultater fra miljøprojektet er gengivet i dette resumé, som er udarbejdet i forbindelse med gennemlæsning af rapporten. Indholdet er således udtryk for den umiddelbare opfattelse af indholdet i miljøprojektet, og en anden læser kan opfatte teksten anderledes. Emissionsværdierne er desuden aflæst fra diagrammer med den usikkerhed, det indebærer, og værdierne er efterfølgende omregnet til emissionsfaktorer i I-TEQ enheder pr. tons træ. De anførte emissionsfaktorer kan derfor ikke genfindes direkte i miljøprojektet.

Der er udført målinger med 3 brændsler i 4 ovntyper ved to forskellige driftsformer.

De 3 brændsler er:
Bøg, birk og gran, der er skovet i Marselisborg skovdistrikt syd for Århus. Træet er kløvet til standardstørrelse brænde med bark og tørret til ens fugtindhold på ca. 18%, svarende til det, der opnås ved almindelig lufttørring under tag.

De 4 ovntyper er:

1. Ældre støbejernsovn, der er solgt mange af i Danmark.
2. Ældre pladejernsovn, der er repræsentativ for pladejernsovne i Danmark.
3. Ny og forbedret udgave af ovn 2. Godkendt i henhold til DS 887.
4. Prototype af ovn med underforbrænding, udviklet af Dansk Teknologisk Institut.

De to driftsformer er:

1. Optimal drift. Defineret som den driftsform, hvor ovnen havde den bedste og reneste forbrænding, vurderet ud fra virkningsgrad og emissionen af CO og uforbrændte kulbrinter.
2. Normal drift. Defineret som den driftsform, som oftest forekommer i praksis. Forbrændingen var visuelt god med flammer i brændkammeret, men med dæmpet ydelse. CO-emissionen var relativt høj.

I praksis var forskellen på de to driftsformer, at forbrændingsluftmængden var større ved Optimal drift end ved Normal drift.

Analyserne er udført som gruppespecifikke analyser, således at der samlet er analyseret for grupperne af:

Analyserne blev foretaget på LRGC/MS (Low Resolution Gas Chromatography/Mass Spectrometry) og detektionsgrænserne har været relativt høje, i størrelsesordenen 1 ng/prøve. Flere af grupperne har været under detektionsgrænsen og er angivet med værdien 0.

Emissionerne er opgivet i ng/m³ i tabelform og i ng/kg træ i søjlediagram. De eksakte tal for emissionen i ng/kg træ kan ikke findes i rapporten, ligesom det øvrige talmateriale ikke er tilstrækkeligt til at rekonstruere beregningerne. Værdierne er derfor aflæst fra søjlediagrammet med den relativt store aflæsningsusikkerhed, det medfører.

Værdierne er efterfølgende omregnet til Nordiske TEQ, som tilnærmelsesvis svarer til I-TEQ, som angivet i rapporten side 42, som 1,5% af den totale dioxinemission. Desuden er tallene omregnet til at være pr. ton træ.

Normal fyring svarer bedre til den normale anvendelse af brændeovne end optimal fyring. Det er derfor mest rigtigt at sammenligne andre målinger med resultaterne fra normalfyring.

De nye målinger for bøg og birk i brændeovn på henholdsvis 1.900 og 5.100 ng I-TEQ/ton træ er af samme størrelsesorden som ovenstående resultater for ovn 2 og 3.

De nye målinger på et stokerfyr på henholdsvis 530 og 210 ng I-TEQ/ton træ ved fuldlast og 26% last kan sammenlignes med ovn 4, da de i princippet begge fungerer efter underforbrændingsprincippet. Her er der meget fin overensstemmelse.

Rapporten giver desværre ingen forklaring på det forhold, at specielt ovn 3, som er en forbedret model med bedre forbrændingsforhold end ovn 1 og 2, har en meget forøget dioxinemission ved optimal fyring. Det formodes at kunne skyldes forhold omkring højere temperatur og kortere opholdstid i brændkammeret.

Bilag C: Måleresultater

Indhold

1. Halm i Høng Fjernvarmeværk

Se her!

Målingerne er foretaget den 21. og 22 december 1999 på Høng Fjernvarmeværk A.M.B.A., der er beliggende på sydvest Sjælland.

Anlægget består af:

En 6,3 MW Nordfab-Weis varmtvandskedel, der producerer 101°C varm vand til fjernvarme.

Nordfab Strawdivider indfyringssystem. Hasstonballer oprives og halmen indfyres med hydrauliske indskubbere, der styres i 10 trin.

Kedlen har 6 ristetrin og skrabetransportør for slagger til kontainer.

Simatek cyklon og posefilter. Temperaturen efter kedlen er ca. 120°C og den falder gennem cyklon og filter til ca. 110°C efter filteret.

Kedlen styres efter er iltsetpunkt på mellem 5,5% og 7% O₂, afhængigt af halmkvalitet og hvem der er kedelpasser. Indfødning af halm styres efter setpunkt på fjernvarmevandets fremløbstemperatur, og konstant undertryk i kedlen holdes via frekvensomformer på sugetræksblæseren.

På begge måledage blev der anvendt hvedehalm med 10-11 % fugt, fra samme leverandør. Alt værkets halm kommer fra leverandører indenfor en radius af ca. 30 km. Leverandørerne er kontraktligt forpligtiget til at lade halmen ligge og "ose af" i mindst 8 dage efter mejetærskning inden presning i baller. Det giver et bedre halm med færre forbrændingstekniske problemer i kedlen.

Værket har en energiudnyttelse på 3,7 MW/ton halm som årsgennemsnit, eller 270 kg halm/MW. Under målingerne er udnyttelsen beregnet til 268 kg halm/MW

Under målingerne har anlægget kørt med normal drift, som i de perioder har været op til 110% af designkapaciteten på 6,3 MW.

Ved tidligere kontrolmålinger på anlægget er der målt O₂ koncentrationer omkring 10%, CO koncentrationer på 100 og 280 ppm, samt partikelkoncentrationer på henholdsvis 5 og 26 mg/m³(n,t).

Kommentarer til måleresultater.

Resultatet fra måling 1B er blevet kasseret, fordi sonden var knækket, da prøvetagningsudstyret blev taget ud af kanalen efter endt prøvetagning. Sonden er formentlig knækket ved kontakt med kanalens modsatte side, hvorved prøvetagningen er blevet kontamineret med støv fra kanalvæggen.

2. Træ og spånpladeflis i Mariager Fjernvarmeværk

Se her!

Målingerne blev fortaget på Mariager Fjernvarmeværk A.m.b.a.

Anlægget består af en 6,3 MW kedel og elektrofilter.

Temperaturen efter kedlen er ca. 120°C og ca. 110°C i skorstenen.

Elektrofilteret er altid i drift når kedlen er i drift, også i forbindelse med opstart. Elektrofilteret har elopvarmning, så det kan forvarmes inden opstart, og derved undgå udkondensering af vand. Filteret kan ikke bypasses.

Anlægget bruger både halm, træflis samt korn- og frøafrens som brændsel. Tidligere anvendtes også spånpladeflis, men det er ophørt på grund af affaldsafgiften på dette brændsel (så er det for dyrt at fyre med). Fyring med spånpladeflis blev derfor udelukkende genoptaget for, at der kunne udføres målinger med dette brændsel.

Brændslet skal være tørt, fordi brændkammerets udmuringen ikke er udført til at kunne tåle vådt brændsel (f.eks. skovflis). Træflisen er derfor knust affaldstræ fra møbelindustrier og korn- og frøafrens kommer fra tørreanlæg.

Kedlen har to indfyringssystemer. En Nordafb Strawdivider med hydrauliske indskubbere til halm, og et stokersystem til træflis, korn- og frøafrens. Samfyring kan forekomme.

Kedlen har kontinuert måling af O₂, CO, tryk i fyrrummet, samt temperaturer forskellige steder. Styringen af forbrændingen sker automatisk. Indfødning af brændsel styres at temperaturen på kedelvandet. Der holdes et konstant undertryk i fyrrummet ved variabel hastighed på røggasblæseren.

Målingerne blev foretaget i begyndelsen af juli måned, og kedlen har da kørt på en relativ lav belastning pågrund af lavt varmeforbrug. Kedlen er oplyst at køre mere ustabilt ved lav last end ved høj last. De to første måledage er der fyret med træflis, som var rent tørt fliset fyrretræ fra Flexheat Møbelfabrik.

De to næste dage blev der fyret med spånpladeflis fra Tvillum Møbelfabrik. Spånpladeflisens sammensætning er:

Desuden kan der være op til 1,4% melamin eller papirbelægning på de anvendte spånplader, hvor afskær og rester er hugget til flis.

Det har ikke været muligt at spore leverandøren af spånpladerne der er anvendt i den produktion, hvorfra spånpladeflisen er kommet. Det vides derfor ikke hvilken type hærder der har været i spånpladerne. Der er ikke taget prøver af spånpladeflisen, så det har heller ikke været muligt at analysere chloridindholdet.

Kommentarer til måleresultater.

I begge måleserier er målingen i studs A på den anden dag 10-11 gange højere end gennemsnittet af de andre tre. Det giver anledning til mistanke om kontaminering af prøverne, ved kontakt med støv fra kanalen, og de to prøver er derfor kasseret.

3. Grillstegning

Se her!

Der er udført målingerne på grillstegning i en forsøgsopstilling opbygget hos dk-TEKNIK i Søborg.

En grill er placeret i en speciel testkasse med konstant udsugning. Testkassen er åben foran som er åben pejs, så grillen kan betjenes, og der kan suges luft igennem.

Den konstante udsugning er etableret for at få en veldefineret og konstant luftmængde at måle på.

Der er foretaget 4 forsøg á ca. 2 timers varighed, med udtagning af en prøve til analyse for dioxin for hver. Måleperioden på 2 timer er valgt som værende realistisk for den normale brug af en grill. Udførelsen af selve forsøgene efterligner også så vidt muligt almindeligt brug af grill, med optænding, stegning af kød og efterfølgende henstand med gløder.

Forsøgsplan:

2 kg kul afvejes i en grillstarter (fab. Weber)
3 optændingsblokke (Mrk. Flamgo) placeres midt på grillen og antændes. Grillstarteren placeret ovenpå.
Optænding i 30 minutter.
Grillstarteren tømmes og kullene fordeles jævnt i grillen.
Der ventes i 5 minutter.
4 stk. bøffer af oksekød steges (ca. 650 g).
4 stk. kalkunsnitsel steges (ca. 500 g).
6 stk. pølser steges (ca. 800 g).
Stegning varer samlet ca. 1 time
Grillen står til måletiden på mindst 2 timer er gået.

Der er anvendt to typer grillbriketter, og for hver type er der udført en test uden olie og krydderier på kødet og en med, som angivet i nedenstående skema.

Der er brugt ca. 15 g salt, hvor lidt af det er "tabt" ned på kullene.

De anvendte briketter er udvalgt med udgangspunkt i undersøgelsen "Grillkul og –briketter indeholder ikke sundhedsfarlige mængder af tungmetaller", som dk-TEKNIK udførte for Miljøstyrelsens Kemikalieinspektion i 1999.³⁷

Det var ønsket at der skulle udvælges en type grillbriketter af rent træ med lavt indhold af chlorid og kobber, og en type af ukendt oprindelse og stort chlorid, kobber og askeindhold (chlorid og kobber er væsentlige komponenter i forbindelse med dannelse af dioxin). For at få mest muligt sammenlignelige forhold under afprøvningen blev der lagt vægt på at begge typer skulle være briketter, da trækul generelt brænder hurtigere og med højere temperatur end briketter. Der blev derfor valgt en type briketter af fremstillet af ukendte råvarer fra undersøgelsens liste, samt en type certificerede grillbriketter fra det lokale byggemarked. Det blev valgt at anvende:

Dan Cook grillbriketter, som på emballagen opgiver:

Barbecue Grill Briketts, , som på emballagen opgiver:

C.I.F. ESA - 060 33682

Til optænding blev valgt at anvende Flamgo optændingsblokke, som på emballagen opgiver:

4. Spildolie i Marstal Fjernvarmeværk

Se her!

Målingerne er foretaget på Marstal Fjernvarme A.m.b.a.

Marstal Fjernvarme har Danmarks største solfangeranlæg på 9.000 m². Sammen med 6 oliefyrede kedler på tilsammen 18,2 MW leveres fjernvarme til de fleste husstande i Marstal by.

Oliekedlerne er i størrelserne 1 til 6 MW med fælles afkast via en 25 m høj skorsten.

Under målingerne er der kørt på kedel 4, der er på 2,8 MW.

Anlægget har en stor varmeakkumuleringstank. I sommerperioden kan solfangeren normalt levere hele varmeforbruget. På måledagene kunne solfangeren næsten have leveret hele forbruget, men på grund af målingerne kørte kedlen med ca. 75% belastning, og overskudsvarmen blev kørt ud i varmeakkumuleringstanken.

Oliekedlerne kører med uraffineret spildolie, fra to leverandører. For at kunne leve op til emissionsvilkårene blev anlægget i 1990 forsynet med en basisk vådskrubber til reduktion af partikler, tungmetaller og sure gasser. Varmen i røggassen udnyttes ved at varmeveksle skrubbervandet med returvand.

Den specificerede måletid på 6 timer har ikke kunnet opfyldes, på grund af tilstopning af filtre i prøvetagningsudstyret. Måletiden er derfor reduceret til 4 timer. Da anlægget kører meget stabilt vurderes det ikke at have haft nogen indflydelse på resultaterne.

CO koncentrationen var relativ høj og ustabil på den første måledag. Det blev oplyst at være en normal følge af at brænde spildolie, da det gav belægninger i oliebrænderen. Brænderen blev renset til næste dag, hvor CO var væsentlig lavere og mere stabil.

Anlægget ligger nogle hundrede meter fra kysten, og havgus kan teoretisk tilføre en hel del chlorid med forbrændingsluften, men på måledagene var vejret fint og klart uden megen vind, så havgus er ikke blæst op til anlægget.

5. Holbæk krematorium

Se her!

Målingerne er foretaget på Holbæk Krematorium.

Krematorieovnen er en nyere gasfyret Envikraft ovn fra 1996. Anlægget er veldrevet med en moderat belastning og køres efter principper der giver gode forbrændingsforhold. Ovnen forvarmes til ca. 850°C inden indfyring, og temperaturen holdes på mindst 850°C i efterforbrændingskammeret.

Efter ovnen indblandes frisk luft før sugetræksblæseren, for at sænke røggastemperaturen til mellem 300 og 350°C, for at beskytte blæser og skorsten.

Målingerne er foretaget i røgrør efter sugetræksblæser og før skorsten. Forbrændingsluftmængden varierer meget over en kremering, og luftmængden er derfor målt kontinuert over måleperioden.

Målingerne er foretaget over 4 kremeringer på hver måledag. Hver kremering varer gennemsnitligt 1½ time, og måleperioderne har derfor været lidt mere end 6 timer.

6. Træpillefyret 19 kW stokerfyr