|
Måling af dioxinemissionen fra udvalgte sekundære kilder 3. Resultater
Flere steder er medtaget resultaterne af nyere målinger på samme type anlæg, med samme brændselstyper, halm, træ og spildolie, og krematorier. 3.1 HalmDer er udført målinger på to anlæg, der fyrer med halm:
Desuden gengives resultaterne fra målinger på 3 ELSAM halmfyrede kraftværker. 3.1.1 6,3 MW FjernvarmeværkDer 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. 3.1.1.2 Måleresultater og kommentarer Tabel 2.
* 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. 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 gårdanlægDer er udført målinger på et helballefyret anlæg på en gård i Sydøstjylland. 3.1.2.1 Anlægsbeskrivelse 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. 3.1.2.2 Måleresultater og kommentarer Tabel 3.
Ved målingen den 01.09.00 har kedeltemperaturværdien for stop af forbrændingsluftsblæseren haft setpunkt 90 °C. Forbrændingsluftblæseren har været i kontinuerlig drift i måleperioden, og forbrændingen er derfor forløbet hurtigere en den første dag. Måleperioden blev derfor kun 5 timer. Den mest almindelige driftsform er den, hvor forbrændingsluftsblæseren kører kontinuerligt. Den diskontinuerlige drift med start og stop af forbrændingsluftblæseren, giver overraskende en væsentlig lavere emission af dioxin end kontinuerlig drift. Det kan skyldes den lavere temperatur, som måske er for lav til, at dioxiner kan dannes i større mængder. Det samme billede ses for de andre små forbrændingsanlæg, hvor der er målt på to driftssituationer.
Figur 2. Nummer 2 måling ved kontinuerlig drift er kasseret på grund af utætheder under prøvetagningen, men medtages alligevel her, da mønsteret passer fint med de andre målinger. Mønsteret kan således ikke afsløre prøvetagningsfejl i form af utætheder, der giver falsk luft og dermed for lav værdi. Der er meget god overensstemmelse mellem mønstrene for de tre målinger, på nær 1.2.3.7.8-PCDF for den anden måling med diskontinuerlig drift, som er lav i forhold til de andre. Det anses for sandsynligt, at det er en fejl opstået under analysearbejdet I-TEQ procenterne er henholdsvis 15 og 16,7 ved diskontinuerlig drift, samt 13,6 og 13,4 ved kontinuerlig drift. Der er således fin overensstemmelse imellem dobbeltbestemmelserne, og tallene underbygger, at der for prøve "B, kont. drift" kun er tale om en forkert koncentrationsbestemmelse. Mønstrene er meget anderledes end mønstrene for halmfyring i fjernvarmeværket, men koncentrationerne er også en faktor 60-180 højere. Der ses et meget lavt niveau for dioxiner, og en overvægt af de lavtchlorerede furaner, med et indhold af 2,3,7,8-PCDF på 30 – 40 %, hvor det er OCDD, der dominerer i fjernvarmeanlæggene. Emissionen af dioxin fra gårdanlægget er ca. 400 gange større end fra fjernvarmeværket. Da en stor del af dioxinerne normalt findes på partiklerne, kan årsagen primært være den store forskel i emission af støv. Gårdanlæg er sjældent forsynet med nogen form for partikelrensning, mens der normalt er posefilter eller elektrofilter på fjernvarmeværker, som generelt skal overholde en emissionsgrænse på 40 mg støv/m³(n,t,10%O2). Den generelt dårligere og mere ustabile forbrænding i gårdanlægget i forhold til fjernvarmeværket kan også medføre dannelse af en større mængde precursors, og derved give anledning til en større dioxinemission. 3.1.3 KraftvarmeværkerElsamprojekt har i forbindelse med PSO-99-projektet "Emissioner og restprodukter fra biokedel" udført målinger af PAH og dioxin på tre større biomassefyrede kraftvarmeanlæg i det jysk/fynske område8. Resultaterne fra disse tre målinger, der er foretaget af Teknologisk Institut, refereres her. 3.1.3.1 Anlægsbeskrivelse De tre udvalgte anlæg er Rudkøbing Kraftvarmeværk, Enstedværkets biokedel og Måbjergværkets biokedel. Alle tre anlæg er ristefyrede. Enstedværkets biokedel er udstyret med en separat flisfyret overheder, mens hovedkedlen normalt fyres med halm, men delfyring med flis kan forekomme. Der er udført 3 to-timers målinger på hvert anlæg i efteråret 1999. Prøvetagningen er ikke i overensstemmelse med principperne for denne undersøgelse, men det vurderes, at det kun giver anledning til en lidt større usikkerhed på resultaterne. De 3 to-timers målinger er udført i forlængelse af hinanden, så gennemsnittet af de tre målinger svarer til en 6 timers måling. Enstedværket har i måleperioden været fyret med en blanding af halm og flis, med en flisandel på 16 % på energibasis. På Måbjergværket har flisandelen under målingerne udgjort 35 % på energibasis. 3.1.3.2 Måleresultater og kommentarer Tabel 4.
Figur 3. I-TEQ procenterne er henholdsvis 5, 5 og 5,5 med et gennemsnit på 5,2.
Figur 4. I-TEQ procenterne er henholdsvis 6,5, 5,5 og 3,4 med et gennemsnit på 5,1.
Figur 5. I-TEQ procenterne er henholdsvis 6,8 , 6,9 og 5,5 med et gennemsnit på 6,4. Enstedværket fyrer med 16 % flis i halmen, og Måbjergværket anvender 53 % flis. Mønstrene for de tre prøver på de tre anlæg viser alle en meget god overensstemmelse, selvom der er relativ stor variation i koncentrationerne, specielt for Enstedværket og Måbjergværket. Det antages at skyldes driftsvariationer, og viser tydeligt, at en prøvetagningsperiode på mindst 6 timer kan være nødvendig for at udtage repræsentative prøver. I-TEQ procenterne er også meget tæt på hinanden. Måbjergværket er lidt højere end de to andre, 6,4 mod 5,2 og 5,1 på grund af en lidt større andel af 1234678-HpCDD og 2378-TCDF. Dette lidt anderledes mønster kunne skyldes Måbjergværkets anderledes udformning med en flisfyret overheder. 3.1.4 Sammenfatning halmfyringNår nøgletallene fra alle målingerne samles, ses en tydeligt trend at store anlæg med automatiseret og overvåget styring af forbrændingsprocessen har en meget lav emission, mens gårdanlægget med en meget simpel styring af forbrændingen har en høj emission. Tabel 5.
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 spånpladeflisDer er udført målinger på tre anlæg under fyring med rent træ, og måling på et af dem under fyring med spånpladeflis, og der refereres målinger fra Danmarks største træfyrede kedelanlæg.
3.2.1 6,3 MW fjernvarmeværkDer er udført målinger på Mariager Fjernvarme. 3.2.1.1 Anlægsbeskrivelse 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:
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. 3.2.1.2 Måleresultater og kommentarer Tabel 6.
Nedenstående mønstre viser også en meget stor overensstemmelse mellem de to brændsler.
Figur 6. I-TEQ procenterne er henholdsvis 5,9, 5,8 og 7,4 med et gennemsnit på 6,4.
Figur 7. Koncentrationerne er beregnet ud fra et normal forbrug af luft pr. kg træ på 6,7 m³(n,t) 10 % ilt. I-TEQ procenterne er henholdsvis 4,5, 4,4 og 5,4 med et gennemsnit på 4,8. Der ses en tendens til, at den samlede mængde dioxiner ved fyring med spånpladeflis er mindre end ved fyring med træflis, i gennemsnit 0,04 mod 0,6 ng/m³(n,t,10%O2), men der er for få målinger til at kunne dokumentere en sådan forskel. I-TEQ procenterne for spånpladeflis er i gennemsnit 6,4 og 4,8 for træflis. Da vægtkoncentrationen for spånpladeflis er lidt større end for træflis, så bliver koncentrationerne i I-TEQ enheder næsten ens. Ud over at mønstrene for spånplade og træflis er meget ens, har de også meget stor lighed med mønsteret for fyring med halm. Nedenstående figur viser gennemsnittet af målingerne for spånplade og træflis, sammen med gennemsnittene for to af de halmfyrede anlæg.
Figur 8. Koncentrationerne er beregnet ud fra et normal forbrug af luft pr. kg træ på 6,7 m³(n,t) ved 10% O2. Der ses en høj grad af overensstemmelse mellem mønstre for halm, træ og spånplade med en dominerende høj værdi for OCDD. I-TEQ procenterne er i gennemsnit henholdsvis 6,4 for spånplade og 4,8 for træflis, mens den er 5,5 for gennemsnittet af de 4 større halmfyrede anlæg. Gennemsnittet for spånplade og træflis er 5,5. 3.2.2 51 MW kraftvarmeværkI december måned 2000 er der på foranledning af Roskilde Amt udført målinger af dioxinemissionen fra kedel 8 på Junckers Industrier A/S i Køge9. 3.2.2.1 Anlægsbeskrivelse Kedel 8 er en træfyret dampkedel med en nominel ydelse på 50,6 MW indfyret, svarende til 64 t damp/h. Kedlen er udlagt for afbrænding af sekundære produkter fra virksomhedens produktion af gulvbrædder, dvs. træflis, savsmuld, pudsestøv og spåner. Træet er udelukkende løvtræ, hvoraf bøg udgør hovedparten med ca. 80 %. Røggassen renses for partikler i et elektrofilter og udledes via en 70 m høj skorsten. 3.2.2.2 Måleresultater og kommentarer Tabel 8.
1) Gennemsnit af 2 samtidige målinger af dioxiner over 4½ time.Under målingerne har der været flere udfald af støvbrænder, som har medført en større emission af sod end normalt, og det kan have påvirket dioxinemissionen i opadgående retning. Emissionen er 3 – 4 gange større end for Mariager fjernvarmeværk.
Figur 9. Der er meget god overensstemmelse mellem de to prøver, både i vægt og efter omregning til I-TEQ, som er henholdsvis 10,0 og 10,7. 2378-TCDF dominerer (udgør 70 %), og alle de andre congenere på nær OCDD er meget lave. Mønsteret ligner mest normal fyring med birketræ (Figur 10) og træpiller i stokerfyr (Figur 13), selvom koncentrationerne er meget mindre. 3.2.3 5 kW brændeovnDer er udført målinger på en brændeovn på Teknologisk Instituts prøvestand i Århus. Der er udført 4 sæt målinger á 2 prøver på den samme brændeovn, med to forskellige typer brænde, og to forskellige driftsformer. Der er anvendt almindeligt kløvet birkebrænde og ovntørret bøgetræ. De to driftsformer er almindelig fyring med en kontrolleret god forbrænding, og natfyring med en dårlig forbrænding med luftunderskud. 3.2.3.1 Anlægsbeskrivelse Brændeovnen er en ny konvektionsovn med glaslåger, rysterist, askeskuffe og brænderum. Brændkammeret har et volumen på ca. 26 liter og et bundareal på 30x27 cm. På de indvendige sider er brændkammeret beklædt med skamolex. Forbrændingsluften tilføres via regulerbare spjæld med primærluft gennem rysteristen og sekundærluft ned foran glasruden. Desuden tilføres konstant noget tertiær luft via 25 stk. 3 mm huller i bagsiden af brændkammeret. Røggassen fra brændeovnens skorsten fortyndes med rumluft i en fortyndingskanal (ca. 25 ganges fortynding), så der opnås en næsten konstant hastighed i fortyndingskanalen. Som brændsel blev anvendt almindeligt kløvet birketræ med bark, med et vandindhold på 14,8 vægt%, og ovntørret bøgetræ (affaldstræ fra en møbelindustri) med et vandindhold på 6,4 vægt%. Optændingen er foretaget med 1,9 kg træ hugget i småstykker. Første påfyring foretages på grundglødelag (glødelag uden synlige flammer), og prøvetagning er startet samtidig med første påfyring. Prøvetagningen er stoppet, når glødelaget efter sidste påfyring er af samme størrelse som ved start af første påfyring. Under normal fyring er der foretaget 5 påfyringer af hver 1,9 kg (3 stk. birketræ eller 5 stk. ovntørret bøgetræ). Normal fyring skal repræsentere den driftssituation, hvor ovnen har den bedste og reneste forbrænding. Ved påfyring var der fuldt åbent for primær- og sekundærluft de første 1-2 min. Herefter der blev skruet lidt ned for sekundærluften og lukket for primærluften. Under natfyring er påfyring kun foretaget én gang efter optænding. Påfyringsmængden er afpasset således, at brændeovnen er helt fyldt op med træ uden at være proppet. Der er påfyret 5,0 kg birketræ (6 stk.) eller 5,4 kg ovntørret bøgetræ (15 stk.). Natfyring skal repræsentere den driftssituation, som mange brændeovnsejere anvender for at få ovnen til at "brænde" natten over, så der stadig er varme og gløder til optænding næste morgen. Forbrændingsluften reduceres så meget, at forbrændingen kun lige kan holdes i gang. Driftssituationen er karakteriseret ved en dårlig forbrænding uden synlige flammer i store dele af forbrændingsforløbet og en stor emission af CO og uforbrændte kulbrinter. Ved natfyring var der under påfyring fuldt åbent for primær- og sekundærluft de første 1-2 min. Herefter der blev skruet næsten helt ned for sekundærluften og lukket helt for primærluften. 3.2.3.2 Måleresultater og kommentarer Tabel 9.
1 Målt i fortyndingskanalenTabel 10.
1 Målt i fortyndingskanalenBlindprøverne fra begge forsøg udviser relativt høje værdier i forhold til de udførte målinger. Da der ikke foretages korrektion for blindværdier ved beregning af emissionen, skal resultaterne af målingerne derfor ses som den øvre grænse for emissionen. Mod forventning udviser natfyring en mindre emission af dioxin end normalfyring. Forbrændingsforholdene giver en dårligere forbrænding, med en tydelig voldsom forøgelse af CO-emissionen til følge, hvilket var forventet at medføre en forøgelse af dioxindannelsen. Årsagen til det modsatte kan skyldes den væsentlig lavere forbrændingstemperatur, der kan være for lav til, at der kan foregå de nødvendige kemiske reaktioner, hvor der dannes de precursors og chlorradikaler, der indgår i dannelsen af dioxin. Den lavere forbrændingshastighed (5 kg mod 9,5 kg over 6 timer) betyder mindre forbrændingsluft, der antageligt medfører mindre turbulens i forbrændingszonen, og dermed større mulighed for lokalt underskud af ilt i forbrændingszonen, hvilket kunne medføre mindre dioxindannelse, da ilt er en forudsætning for dannelsen af dioxin. Selvom det giver mindre dioxin, kan natfyring ikke anbefales, fordi det medfører en væsentlig forøgelse af emissionen af CO, PAH, lugt og andre pyrolyseprodukter fra træet, som ikke bliver forbrændt, hvis temperaturen i ovnen er for lav. Der ses også en stor forskel i dioxinemissionen ved fyring med henholdsvis birkebrænde og ovntørret bøg. Årsagen kan være, at birkebrændet er hele, savede og kløvede grene eller stammer, med vækstlag og bark, mens ovntørret bøg er rent ved uden vækstlag og bark. I vækstlaget og barken findes den største del af træets indhold af sporstoffer, salte og mere komplekse organiske forbindelser. Det vil sige, at birkebrændet har indeholdt mere chlorid og kobber, og flere potentielle precursors m.v. end bøgetræet, og det har derfor grundlaget for at kunne danne mere dioxin ved forbrændingen. I miljøprojektet "Emission af dioxiner fra pejse og brændeovne"10 fra 1994 blev emissionen målt ved anvendelse af bøg, birk og gran i 4 forskellige brændeovne. Her var der ingen forskel i emissionen ved forbrænding af bøg og birk, mens der var en signifikant højere emission ved forbrænding af grantræ. Det anvendte træ var almindeligt kløvet træ med bark. I miljøprojektet 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. Disse resultater stemmer fint overensstemmende med resultaterne fra denne undersøgelse. Et kort resume af miljøprojektet er givet i Bilag B. Som det fremgår af nedenstående figurer med dioxinmønstre, er mønstrene meget ens for fyring med birk og bøg, og med de samme forskelle mellem almindelig fyring og natfyring.
Figur 10. I-TEQ procenterne er henholdsvis 11,7 og 12,5 for normal fyring, samt 4 og 5,1 for natfyring.
Figur 11. I-TEQ procenterne er henholdsvis 8,8 og 9,5 for normalfyring, samt 4,3 og 4,4 for nat fyring. Der ses et skift fra en overvægt af de højtchlorerede dioxiner og furaner, med den højeste værdi for OCDD ved natfyring, til et højere indhold af de lavtchlorerede furaner ved normalfyring. Specielt ses, at en stor andel af OCDD ved natfyring skifter til en stor andel af 2378-TCDF ved normalfyring. Ligesom for halmfyring ses, at OCDD er dominerende ved lave koncentrationer, mens 2378-TCDF er dominerende ved høje koncentrationer. Koncentrationerne ved natfyring er meget lavere end ved normalfyring, så koncentrationen af OCDD er reelt ens. Det betyder, at det specielt er koncentrationen af 2378-TCDF, der er meget højere ved normalfyring. Dette ses tydeligt i nedenstående Figur 12, hvor mønstrene for gennemsnittene af hver måling er vist som koncentration i stedet for i vægt%.
Figur 12. I-TEQ procenterne er henholdsvis 12,1 og 9,1 for normalfyring, samt 4,5 og 4,4 for natfyring. Miljøprojekt nr. 24911 viste en tydeligt overvægt af TCDF og en forholdsmæssig større andel af TCDF ved højere koncentrationer, hvilket er helt i overensstemmelse med ovenstående mønstre. Betingelserne for at danne dioxiner ser ud til at være meget ens for begge typer brænde ved natfyring, mens der er markant forskel ved normal fyring. Årsagen kunne være, at dioxindannelsen ved natfyring primært er begrænset af forbrændingsforholdene, mens begrænsningen ved normalfyring er brændslets sammensætning, dvs. indholdet af chlor, katalysatorer og komponenter, der let omdannes til precursors, og temperaturen, som er lidt højere under fyring med birketræ. 3.2.4 19 kW stokerfyrDer er udført målinger på et stokerfyr på Teknologisk Instituts prøvestand i Århus. Der blev udført 2 sæt målinger á 2 prøver ved henholdsvis fuld last og reduceret last. 3.2.4.1 Anlægsbeskrivelse Stokerfyret er et lille automatisk fyringsanlæg bestående af stokerenhed og tilhørende kedel med en nominel ydelse på 19 kW. Stokerdelen består af magasin, vandkølet brænderhoved, blæser og elektronisk styreboks. Blæseren leverer både primær- og sekundærluft. En snegl fører træpillerne frem til brænderhovedet, hvor afgasning og forbrænding foregår. Kedlen er en pladejernskedel med en konveksdel bestående af rektangulære kanaler, hvori der er placeret én røggasturbulator. Kedlen er godkendt på Prøvestationen for mindre Biobrændselskedler. Inden prøvetagningens start var kedelydelsen stabiliseret. Brændslet var træpiller af kommerciel kvalitet med en diameter på 8 mm og et vandindhold på 7,6 vægt%. 3.2.4.2 Måleresultater med kommentarer Tabel 11.
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. 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 træbrændselNøgletallene for alle målingerne er samlet i tabel 12. Tabel 12.
På baggrund af disse målinger og resultater opdeles emissionen af dioxin fra træfyrede (og spånpladefyrede) anlæg i 3 kategorier:
3.3 GrillstegningDer er foretaget målingerne på emissionen af dioxiner fra grillstegning i en forsøgsstand, opbygget hos dk-TEKNIK i Søborg. 3.3.1 ForsøgsbeskrivelseEn grill er placeret i en speciel testkasse med konstant udsugning. Testkassen er åben foran som en åben pejs, så grillen kan betjenes, og der kan suges luft ind. Den konstante udsugning er etableret for at få en veldefineret og konstant luftmængde at måle på.
Figur 14. Det har ikke været muligt at leve op til kravene om to samtidige prøver udtaget over 6 timer ved disse målinger. Prøveopstillingen har ikke plads til to måleudstyr i aftrækskanalen, og en almindelig grillstegning varer langt mindre end 6 timer. Der er derfor valgt at lave 4 enkeltbestemmelse på en standardiseret grillstegning med 2 forskellige slags grillbriketter, samt med og uden olie og krydderier på kødet. Der er foretaget 4 forsøg á 2 timers varighed, med en prøvetagning 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 almindelig brug af grill. Der anvendes 2 kg briketter, som antændes med 3 optændingsblokke og henstår i ca. ½ time i en grillstarter. De glødende briketter spredes ud i grillen, og efter ca. 5 minutter påbegyndes stegning af kød. Der steges først 4 bøffer af oksekød (0,65 kg), dernæst 4 kalkunsnitsler (0,5 kg) og til sidst 6 store pølser (0,8 kg). Til forsøgene er anvendt 2 forskellige typer grillbriketter, og der er stegt kød med og uden olie og krydderier, så alle 4 forsøg har haft forskellige forsøgsbetingelser.
Figur 15. 3.3.2 Måleresultater og kommentarerTabel 13.
Forsøgene med A-briketter, som er de gode kul af rent træ, giver højere emissioner end Barbecue, som er "dårlige" kul med højt askeindhold. Forskellen kan skyldes, at brændværdien for B-briketter er lavere end for A-briketter, hvilket ses på temperaturen i røggassen. Højere temperatur i røggassen forudsætter højere temperatur i de glødende kul, hvilket kan give bedre betingelser for dannelsen af dioxin. Brændværdien er ikke blevet bestemt, men kan tilnærmelsesvis bestemmes ud fra de målte oxygenkoncentrationer, idet det forudsættes, at der udelukkende er tale om forbrænding af kulstof til kuldioxid (C + O2 ® CO2), eller ud fra temperaturen på afkastet. Beregnet ud fra O2-koncentrationerne er B-briketternes brændværdi 60 % af A-briketternes, og beregnet ud fra temperaturerne er den 70 %. B-briketterne er i undersøgelsen "Grillkul og –briketter indeholder ikke sundhedsfarlige mængder tungmetaller"13 opgivet til at have et askeindhold på 37 %. A-briketter indgår ikke i den undersøgelse, men da de er fremstillet af rent løvtræ, er det rimeligt at antage, at de maksimalt indeholder 5 % aske, og måske helt ned til 2 %. Dette svarer til, at brændværdien for B-briketterne er 65 – 70 % af A-briketternes. Emissionsfaktorerne for dioxiner kan derved relateres til briketternes brændværdi, idet B-briketternes emissionsfaktor korrigeres i forhold til, at brændværdien er 65 % af A-briketternes (dvs. at emissionsfaktorerne divideres med 0,65). Tabel 14.
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. 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. 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 SpildolieDer er udført målinger på et fjernvarmeanlæg, der fyres med spildolie, og der refereres resultaterne af målinger på to fjernvarmeanlæg, der fyrer med genraffineret spildolie.
3.4.1 Uraffineret spildolie i Marstal Fjernvarme3.4.1.1 Anlægsbeskrivelse 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. 3.4.1.2 Måleresultater og kommentarer Under målingen har den spildoliefyrede kedel på 2,8 MW kørt konstant på 75 % belastning. Tabel 15.
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. 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 FjernvarmeI december måned 1999 er der på foranledning af Fyns Amt udført måling af bl.a. dioxiner fra kedel 4 på Fjernvarmecentralen Sanderum i Odense14. 3.4.2.1 Anlægsbeskrivelse 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. 3.4.2.2 Måleresultater og kommentarer Tabel 16.
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. Mønstrene for de to målinger viser en stor grad af overensstemmelse. 3.4.3 Genraffineret spildolie i Silkeborg FjernvarmeI november 2000 er der på foranledning af Århus Amt udført målinger af dioxiner fra Silkeborg Kommunes varmecentral16. 3.4.3.1 Anlægsbeskrivelse 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. 3.4.3.2 Måleresultater og kommentarer Tabel
17.
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. 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 spildolieEmissionsfaktoren 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.
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 KrematorierDer 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 Krematorium3.5.1.1 Anlægsbeskrivelse 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. 3.5.1.2 Måleresultater og kommentarer Tabel 19.
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. 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 KrematoriumI juni måned 2000 er der på foranledning af Fyns Amt udført måling af dioxiner fra 2 ovne på Odense Kommunes Krematorium17. 3.5.2.1 Anlægsbeskrivelse 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. 3.5.2.2 Måleresultater og kommentarer 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.
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. 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 krematorierDe 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. 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.
|
||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
