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

Emissioner fra træfyrede brændeovne og -kedler

5 Emissionsfaktorer

• 5.1 Partikler
  • 5.1.1 Nuværende emissionsfaktorer
  • 5.1.2 Tidligere sammenfatninger
  • 5.1.3 Nyere undersøgelser
  • 5.1.4 Analyse
  • 5.1.5 Forslag til revision
• 5.2 Dioxin
  • 5.2.1 Nuværende emissionsfaktorer
  • 5.2.2 Tidligere sammenfatninger
  • 5.2.3 Nyere undersøgelser
  • 5.2.4 Analyse
  • 5.2.5 Forslag til revision
• 5.3 PAH
  • 5.3.1 Nuværende emissionsfaktorer
  • 5.3.2 Tidligere sammenfatninger
  • 5.3.3 Nyere undersøgelser om ovne
  • 5.3.4 Forslag til revision
  • 5.3.5 Nyere undersøgelser af kedler
  • 5.3.6 Forslag til revision
• 5.4 NMVOC
  • 5.4.1 Nuværende emissionsfaktorer
  • 5.4.2 Tidligere sammenfatninger
  • 5.4.3 Nyere undersøgelser
  • 5.4.4 Forslag til revision

I dette afsnit gennemgås de emissionsfaktorer, der anvendes i de nuværende nationale emissionsopgørelser. Dernæst gennemgås nyere studier af relevante emissioner, hvilket i visse tilfælde giver anledning til forslag til revisioner af de eksisterende emissionsfaktorer.

5.1 Partikler

5.1.1 Nuværende emissionsfaktorer

De nuværende emissionsfaktorer bygger på Miljøprojekt Nr. 1164: Brændeovne og små kedler, DMU og MST 2007.

Generelt stammer emissionsfaktorerne fra Illerup og Nielsen (2004). Dog er usikkerheden omkring emissionsfaktorerne for gamle brændekedler større på grund af det nuværende videngrundlag om eksisterende kedlers beskaffenhed. Derfor er emissionsfaktorerne for gamle kedler fremkommet gennem en diskussion og afvejning af influerende faktorer fra flere forskellige undersøgelser og testresultater, heriblandt svenske målinger på små træfyrede kedler (Johansson et al., 2003). Disse resultater er suppleret med Teknologisk Instituts målinger af CO på gamle og nye kedler. Det er vurderet, at emissionsfaktorerne er betydeligt højere end angivet i Johansson et al. (2003). Specielt finder Teknologisk Institut en stor forskel på emissionerne for gamle og nye kedler, idet de gamle kedler hovedsageligt er kokskedler uden sekundær- og tertiærluft (Nikolaisen, 2005). CO-målinger på gamle kedler og nye kedler ved fuldlast har en faktor 10 i forskel. Ved halv last er CO-emissionerne fundet at være dobbelt så store og kulbrinteemissionerne tre gange så store som ved fuldlast.

Fordelingen mellem TSP, PM10 og PM2.5 er baseret på oplysninger i CEPMEIP (2002), hvor det antages, at 95 % af TSP er PM10 og 90 % er PM2.5.

5.1.2 Tidligere sammenfatninger

EMEP/CORINAIR Emission Inventory Guidebook, 2006 sammenfatter emissionsfaktorerne for partikelemissionerne som:

DMU gennemførte i 2004-2005 i samarbejde med Force Technology nogle målinger på 19 brændeovne/-fyr i Gundsømagle og Vindinge, ”Partikler og organiske forbindelser fra træfyring – nye undersøgelser af udslip og koncentrationer”, 2007. Overordnet nåede man frem til følgende testresultater:

Teknologisk Institut gennemførte nogle forsøg på ældre brændekedler i 2007 og udarbejdede en rapport om partikelemissionerne herfra, ”Vurdering af brændekedlers partikelemission til luft i Danmark”, 2007. Overordnet nåede man frem til følgende resultater:

Der henvises endvidere til Bilag C – Tidligere studier og rapporter vedr. emissionsfaktorer for partikler.

5.1.3 Nyere undersøgelser

Det schweiziske studie ”Einfluss der betriebsweise auf die partikelemissionen von holzöfen”, marts 2007, giver et godt billede af partikelemissionerne fra brændeovne og specielt af afhængigheden af måden, de fyres på.

Ved en ideal-fyring med et mindre stykke brænde hver halve time holdes partikelemissionerne på et niveau omkring 20-70 mg/MJ, hvoraf den kondenserbare andel er mindre end ca. 10 %. Dette gælder såvel simple brændeovne som mere moderne brændeovne med sekundærluft og konvektionsflader. Ved mere normal fyring, hvor der fx ilægges 4 kg brænde, stiger partikelbelastningen til størrelsesordenen 800-1000 mg/Nm³, hvoraf den kondenserbare andel udgør over 80 % sammenlignet med faststofandelen ved 120 °C (i dette tilfælde en faktor 5 større). Under ekstrem dårlig fyring kan emissionstal på over 10.000 mg/MJ opnås. Faststofandelen efter VDI kan her komme over ca. 5.000 mg/MJ.

Rapporten beskriver test af en videreudviklet brændeovn med 2-trins forbrænding, kontrolleret tilsætning af sekundærluft og med konvektionshedeflader. Ovnen er konstrueret således, at ”dårlig fyring” ikke kan lade sig gøre, og støvbelastningen kan holdes nede på et meget lavt niveau, ca. 20 mg/MJ.

En nyere doktorafhandling fra Calmers University of Technology, ”Particles from biomass combustion – Characteristics and influence of additives”, 2008, Linda S. Bäfver, refererer, at massekoncentrationen af partikler fra husholdningers brug af brænde ligger på niveauet 12-120 mg/MJ. Forskellen i massekoncentration af partikler mellem målinger foretaget i afkølet røggas og målinger foretaget direkte i skorsten lå en faktor 2-10 gange højere.

Nyere svenske og canadiske undersøgelser i perioden 2005-2007 viser emissionsfaktorer for nyere brændeovne og brændekedler på niveauet 50-250 mg/MJ afhængig af fyringsform. Emissionsfaktoren fra pillekedler ligger lavt, i størrelsesordenen 30 mg/MJ.

Der henvises endvidere til Bilag C – Tidligere studier og rapporter vedr. emissionsfaktorer for partikler.

5.1.4 Analyse

Brændeovnsbekendtgørelsen gældende fra 1. juni 2008 sætter følgende grænseværdier på partikelemissioner:

• Maksimalt 10 g/kg tørt brænde svarende til en grænseværdi på 525 mg/MJ ved en brændværdi på 19 MJ/kg. Prøvningsmetode efter Norsk Standard NS 3058-1 og NS 3058-2 (fortyndingstunnel);
  
  
• Maksimalt 20 g/kg brænde i de enkelte prøvningsintervaller, dvs. maks. 1.050 mg/MJ.

eller

• Maksimalt 75 mg/Nm³ ved 13 % O₂. Prøvningsmetode efter DIN EN 13240 (direkte i røggas).

Der er meget stor forskel mellem kravene i de to prøvningsmetoder, idet kravet efter DIN/EN-standarden er ca. en faktor 10 strengere med hensyn til partikelemissionen i mg/MJ.

Den kondenserbare andel af partikelemissionerne måles ikke efter DIN/EN-standarden, og derfor skal kravet også være strengere. Nyere undersøgelser har imidlertid vist meget stor variation i, hvor stor en andel de kondenserbare emissioner udgør af den samlede partikelmasse. Generelt har undersøgelserne vist, at jo lavere partikelemission, desto lavere er andelen af kondenserbare emissioner. Den schweiziske analyse, jf. ovenstående afsnit, viste, at ved meget lave emissioner udgør den kondenserbare andel blot 10 % af den samlede masse, hvorimod den ved meget høje partikelemissioner udgjorde ca. 80 % af den samlede partikelmasse. Doktorafhandlingen fra Calmer fandt også en variation på en faktor 2-10 mellem målinger i hhv. kold røggas og direkte i skorsten. Resultater fra den ene prøvningsmetode kan ikke umiddelbart omsættes til den anden prøvningsmetode.

I praksis bruges begge afprøvningsmetoder nogenlunde ligeligt i prøvningsattester for at dokumentere ovnenes performance.

Den nationale rapportering af partikelemissioner fra fyring med træ bør baseres på den totale partikelmasse, idet røggassen fra brændeovne og -kedler afkøles i omgivelserne og partikelmassen kondenserer. Det er imidlertid forskelligt, med hvilken basis de enkelte lande rapporterer partikelemissionerne. Sverige for eksempel rapporterer efter DIN/EN-standarden, hvorimod Danmark rapporterer inklusive den kondenserbare andel af partikelemissionerne.

5.1.5 Forslag til revision

Alle nyere studier og forsøg viser, at fyringsmetoden er den dominerende faktor for mængden af partikelemissioner fra brændeovne og -kedler. Dette gælder også for ældre ovne, kedler og pejse.

Det foreslås derfor at nedsætte den nuværende emissionsfaktor på 1.100 mg/MJ for gamle og nyere brændeovne til et niveau som angivet i Guidebogen (2009) på 850 mg/MJ.

Det foreslås at bibeholde de nuværende emissionsfaktorer (TSP 640) for ovne, der opfylder bekendtgørelsen 2008 eller Norsk Standard, idet Guidebogens (2009) værdi på 250 g TSP/GJ vurderes for optimistisk for denne kategori af ovne. Dog foreslås også her at anvende en 95 % fordeling for både PM10 og PM2.5.

Emissionsfaktoren for svanemærkede ovne foreslås nedsat fra 320 mg/MJ til Guidebogens (2009) værdi på 250 mg/MJ. Det nuværende krav på 5 g/kg tørt træ svarer til 263 mg/MJ, og de fleste svanemærkede ovne ligger et pænt stykke under dette niveau. Teknologisk Institut har gennemført og dokumenteret en række partikelmålinger på nye brændeovne i perioden 2002-2008, som tydeligt viser et fald fra ca. 6 g/kg træ til nuværende ca. 4 g/kg træ.

Tilsvarende foreslås det at nedsætte den nuværende emissionsfaktor for pejse og lignende fra 1.100 mg/MJ til 900 mg/MJ som angivet i Guidebogen (2009).

Som for brændeovnene er det fyringsmetoden, der er bestemmende for de specifikke emissionstal for brændekedler hhv. med og uden akkumuleringstank.

Teknologisk Instituts laboratoriemålinger på 3 gamle brændekedler resulterede i emissionstal i størrelsesordenen 60–350 mg/MJ for kedler med akkumuleringstank og 600-750 mg/MJ for kedler uden akkumuleringstank. Guidebogen (2006) angiver en faktor på 500 mg/MJ for gamle brændekedler.

Det foreslås at nedsætte de nuværende emissionsfaktorer på 1.000 og 2.000 mg/MJ for gamle kedler hhv. med og uden akkumuleringstank til 600 og 1.200 mg/MJ med 95 % fordeling for både PM10 og PM2.5, jf. Guidebogen (2006). Dette er bedre i overensstemmelse med de nyeste målinger og guidebogens anbefalinger.

Endelig foreslås det at nedsætte emissionsfaktoren for nye kedler med akkumuleringstank til 80 mg/MJ (Guidebogens (2006) tal), idet såvel Teknologisk Institut-målinger som svenske målinger viser et niveau under ca. 100 mg/MJ. Det skal dog bemærkes, at de meget lave svenske resultater bygger på målinger direkte i varm røggas, hvorfor den kondenserbare andel ikke er med. Emissionsfaktorer for kedler uden akkumuleringstank foreslås sat til det dobbelte, dvs. 160 mg/MJ, idet mange undersøgelser dokumenterer et væsentligt højere niveau, når kedlen ikke er tilsluttet en akkumuleringstank.

5.2 Dioxin

I Danmark rapporteres dioxin-emissionerne i enheden I-TEQ, som er den internationale enhed for toksicitetsækvivalenter, hvor giftigheden (toksiciteten) af ethvert enkeltstof er beregnet i forhold til det giftigste enkeltstof (congener), 2,3,7,8-TCDD, Sevesodioxin.

5.2.1 Nuværende emissionsfaktorer

De nuværende emissionsfaktorer for dioxin er identiske med værdierne i Guidebogen bortset fra værdien på 50 ng/GJ for nyere typegodkendt kedel med akkumuleringstank, hvor Guidebogen siger 300 ng/GJ for nyere kedel generelt. Endvidere er der en mindre forskel på træpillekedlens værdi på 50 ng/GJ, hvor Guidebogen siger 30 ng/GJ.

5.2.2 Tidligere sammenfatninger

EU's Emission Inventory Guidebook, 2006 sammenfatter emissionsfaktorerne for dioxin som:

De svenske miljømyndigheder opererer i miljørapporteringer i 2005 med en dioxin-emission på 70 ng/GJ for samtlige brændeovne og -kedler.

En østrigsk undersøgelse i 2003 (Hübner C.) er baseret på 30 brændeovne og -kedler i normal drift. De fleste installationer gav værdier på niveauet 10-300 ng/GJ. Der var kun små forskelle mellem ovne og kedler, men moderne kedler med automatik og efterforbrænding gav de laveste emissioner.

Danmarks Miljøundersøgelser gennemførte i 2003 i samarbejde med Force Technology analyse af 12 brændeovne i Vindinge, ”Dioxin, PAH og partikler fra brændeovne”.

I Canada blev der i 2000 gennemført nogle dioxinmålinger på brændeovne nye som gamle, og målingerne lå på niveauet 15-60 ng/GJ. Ældre ovne havde ikke større emissioner end nye ovne.

Der henvises endvidere til Bilag D – Tidligere studier og rapporter vedr. emissionsfaktorer for dioxin.

5.2.3 Nyere undersøgelser

DMU gennemførte i 2004-2005 i samarbejde med Force Technology nogle målinger på 19 brændeovne/-fyr i Gundsømagle og Vindinge ”Partikler og organiske forbindelser fra træfyring – nye undersøgelser af udslip og koncentrationer”, 2007. Overordnet nåede man frem til følgende testresultater:

Typisk vil den højere temperatur i nye og moderne brændeovne give anledning til en højere dioxin-emission.

Der er i litteraturen ikke fundet nyere undersøgelser af dioxin-emissioner fra brændeovne og brændefyr.

5.2.4 Analyse

DMU dioxinmålinger fra Gundsømagle og Vindinge over 2 omgange i perioden 2003-2005 giver ikke et klart billede af dioxin-emissionsfaktoren ophængt på de forskellige ovn- og kedeltyper.

Der er ikke fundet udenlandske undersøgelser (svenske, norske, tyske, østrigske, canadiske eller andre), som giver et mere klart billede af dioxin-emissionsfaktorerne i relation til de enkelte brændeovnsteknologier.

Der er dog fundet 2 steder hvor de nuværende emissionsfaktorer afviger fra guidebogens anbefalinger uden en særlig begrundelse herfor.

5.2.5 Forslag til revision

Emissionsfaktorerne for dioxin foreslås ændret som følger:

• emissionsfaktoren for træpillekedler nedsættes til 30 ng/GJ, hvilket også er Guidebogens værdi
• emissionsfaktoren for nyere kedler med akkumuleringstank sættes op til 300 ng/GJ som anbefalet i guidebogen, idet der heller ikke sondres mellem ”med” og ”uden” akkumuleringstank for gamle kedler, og tidligere målinger har ikke vist nogen nævneværdig forskel herimellem.

5.3 PAH

5.3.1 Nuværende emissionsfaktorer

Der er anvendt følgende emissionsfaktorer i DMU’s emissionsopgørelse. De danske emissionsfaktorer er generelt taget fra EMEP/CORINAIR Emission Inventory Guidebook, 2006.

5.3.2 Tidligere sammenfatninger

I det nedenstående er præsenteret de emissionsfaktorer det svenske Naturvårdsverket har anvendt i deres nationale opgørelse. Disse faktorer er her forsøgt kategoriseret efter de danske kategorier, der tages udgangspunkt i undersøgelsen.

Som det ses, er de svenske emissionsfaktorer noget lavere end de danske for de 4 PAH’er, der er opgjort. Den svenske opgørelse er desuden ikke teknologidifferentieret, men er opgjort ud fra gennemsnitsværdier.

I det følgende vil forskellige måleresultater blive præsenteret med henblik på at foreslå eventuelle revisioner til de eksisterende danske faktorer.

5.3.3 Nyere undersøgelser om ovne

I DMU-undersøgelsen fra Gundsømagle i 2005 er der målt emissioner af PAH fra forskellige ovne. Disse resultater er her rubriceret, efter hvor de efter en vurdering hører til i forhold de eksisterende kategorier. Der er desuden lavet en beregning af, hvad de 4 rapporterede PAH’er vægtmæssigt udgør af den totale PAH-emission i målingerne.

Som det ses af resultaterne fra Glasius et al. (2005, DMU), ligger målingerne af PAH ca. 50-75 % (gennemsnitligt 67 %) under niveauet, der er anvendt i de nationale emissionsopgørelser. Feltmålingerne fra Gundsømagle må kunne tillægges nogen vægt, da det er under almindelige driftsforhold.

I nedenstående undersøgelse fra Canada er udelukkende opgjort emissionsfaktorer for totale PAH-emissioner på forskellige teknologier, som er vurderet i forhold til de danske kategoriseringer.

Såfremt fordelingen på PAH-4 ud fra den totale PAH-mængde antages at være den samme som i DMU’s studier i Gundsømagle, fås nedenstående resultater.

Kursiv-markering betyder beregnede data.

Ved brug af samme fordeling af PAH, som fundet i Gundsømagle-studiet viser det canadiske studie, at ovne, der er rubriceret som nyere ovne, har relativt høje emissioner. Dette skyldes, at der i opgørelsen er regnet med højere emissioner fra ”air-tight stoves” end fra ”not air-tight”, her rubriceret som henholdsvis nyere og gamle ovne. Der er ikke fundet nogen forklaring på dette forhold, hvilket gør, at det ikke bør tillægges for megen vægt. Selve niveauerne for PAH generelt ser ud til at være lidt højere end i Gundsømagle-studiet, men dette kan skyldes, at der er målt på totalmængden af et forskelligt antal PAH’er. Nogle studier måler fx på 15 og andre på 28, hvilket gør, at man ikke kan konkludere, om de beregnede data kan bruges til justering af emissionsfaktorerne.

Paulrud et al. (2006) har målt på brændeovne fra perioderne før 1991, 1991-1999 og 2000-2006. Derudover er også målt på pejseindsatser fra alle perioder. Desværre er måleresultaterne ikke differentieret i forhold til alderen på teknologien.

Disse måleresultater viser noget lavere emissionsniveauer end i de danske målinger. Det er uklart, om noget af forskellen kan henføres til forskellige målemetoder i de svensker og danske studier.

Todorovic et. al 2007 er igennem et arbejde med at sammenfatte måleresultater nået frem til følgende opgørelse af PAH fra ovne.

Ud over disse nyere målinger findes der svenske målinger på en amerikansk ovn i sten (soapstone) refereret i Hedberg et al. (2002). Resultaterne er omregnet fra mg/kg med en brændværdi på 15,5 MJ/kg træ, da der er opgivet et fugtindhold på 15 % på træet anvendt i studiet.

Selvom der er lavet 7 forsøg på samme ovn, er resultaterne meget varierende. Disse forsøg viser kompleksiteten i at sætte en emissionsfaktor, som er gældende for alle enheder.

En nyere finsk undersøgelse har, ud over en del målinger på traditionelle finske masseovne samt saunaovne, også en måling på en brændeovn. Ovnen er lavet i sten (soapstone) og er fra 1997. Der er omregnet fra tørt træ med en gennemsnitsemissionsfaktor på 19,2 MJ/kg.

Disse målinger ligger i den laveste ende af de svenske målinger på samme type stenovn.

5.3.4 Forslag til revision

Det tyder på, at der er basis for at sondre mellem gamle og nyere ovne mht. emissionsfaktorer for PAH, jf. Glasius et al. 2005. Der er dog begrænset med måleresultater til at understøtte en revision af emissionsfaktorerne. Imidlertid viser de danske feltmålinger et lavere niveau end Guidebogen. Det samme gør sig gældende for svenske og finske målinger, som viser meget lavere niveauer, men også betydelig spredning. Således er der målinger i Hedberg et al. (2002), der ligger en faktor 4-6 over Guidebogens niveauer. Der er således ikke basis for at foreslå en revision af emissionsfaktorerne.

5.3.5 Nyere undersøgelser af kedler

Den nyeste danske måling af PAH’er fra ældre brændekedler er lavet af Teknologisk Institut og præsenteret i Winther (2007).

Målingerne på de gamle kedler uden akkumuleringstank viser generelt betydeligt højere niveauer for emissionsfaktorerne end de hidtidigt anvendte.

Målingerne foretaget af Teknologisk Institut indikerer, at der ved de høje emissioner generelt også var højere procentvise andele af de 4 rapporterede PAH’er.

Målingerne fra Teknologisk Institut indikerer desuden en anden fordeling af de 4 PAH’er end den, Guidebogen anvender. Således er udledningen af Indeno(1,2,3-cd)pyrene højere i målingerne end forventet ved brug af Guidebogens tal.

Teknologisk Institut har vurderet, at ud af ca. 23.000 gamle brændekedler uden akkumuleringstank er ca. 17.000 af typen DFJ Salamander A/C. De lave emissionsmålinger i ovenstående studie er fra en kedel af typen Salamander C.

I kontrast til Teknologisk Instituts målinger viser feltstudiet fra Gundsømagle, at et ældre brændefyr uden akkumuleringstank kan fyres med langt lavere PAH-emissioner.

Den nyeste svenske sammenfatning af PAH’er fra brændekedler er en synteserapport fra 2007 bestilt af Naturvårdsverket.

Forholdet mellem PAH-udledningen ved en gammel kedel med akkumuleringstank og uden akkumuleringstank er i ovenstående studie, at emissionen af en gammel kedel med akkumuleringstank kun er 19 % af emissionen fra en gammel kedel uden akkumuleringstank.

I ovenstående studie er emissionen med akkumuleringstank 20 % af emissionen uden akkumuleringstank målt på gamle kedler. En ny kedel med akkumuleringstank udleder kun 3,5 % i forhold til en gammel kedel med akkumuleringstank.

Studiet foroven adskiller sig fra nogle af de øvrige svenske studier, ved at emissionen fra kedlen uden akkumuleringstank er 42 % af PAH-emissionen med akkumuleringstank.

I ovenstående studie indikeres, at emissionen af PAH fra nye kedler med akkumuleringstank kan være noget højere end angivet i Guidebogen. Målingerne er baseret på to målinger på den samme 30 kW kedel, men det er ikke klart specificeret, hvorfor der opstår en forskel.

5.3.6 Forslag til revision

Med de særegne forhold, der gør sig gældende for Danmark omkring især ældre fastbrændselskedler, der er bygget til koks o.l., men anvendes til træfyring, kan der argumenteres for, at emissionsfaktorerne for de gamle kedler uden akkumuleringstank opjusteres betydeligt. Den nyeste og mest pålidelige måling fra Teknologisk Institut (Winther, 2007) er foretaget på en Salamander C kedel, som ifølge Teknologisk Institut er en af de mest udbredte typer blandt gamle kedler. Selvom målingen virker pålidelig, er der dog kun tale om en enkelt måling, hvilket ikke i sig selv er nok til at foreslå en revision af emissionsfaktorerne.

Det foreslås dog, at der – også for de ældre kedler – laves en sondring mellem emissionerne, afhængig af om der er akkumuleringstank eller ej, da alt tyder på, at akkumuleringstanken har en betydning for emissionen.

I svenske studier fremgår det, at en akkumuleringstank skulle kunne nedbringe PAH-emissionen til mellem 20 % (2 studier) og 40 % (1 studie) af emissionen fra en kedel uden akkumuleringstank. En mulighed for en sondring i emissionsfaktoren for gamle kedler med og uden akkumuleringstank er at læne sig op ad de svenske studier og lade emissionsfaktorerne for gamle kedler uden akkumuleringstank være 5 gange højere end emissionsfaktorerne for gamle kedler med akkumuleringstank.

Så godt som samtlige svenske studier understøtter, at nyere kedler har væsentlig lavere PAH-emissioner end gamle kedler. Eneste undtagelse er Padban et al., der har en enkelt måling med relativt høje PAH-emissioner. De hidtil anvendte emissionsfaktorer for nye kedler bygger på Guidebogens (2006) emissionsfaktorer for advanced wood boilers under 1 MW (automatic og manual). Dette vurderes at være for optimistisk, når vi taler om små kedler generelt. Derfor anbefales det for nye kedler med akkumuleringstank at bruge middelværdierne for kedler <1 MW (EMEP/EEA Emission Inventory Guidebook, 2009. For nye kedler uden akkumuleringstank er antaget, at emissionen fordobles, da akkumuleringstanke som hovedregel giver et pænere fyringsmønster. Der er imidlertid ikke fundet nogen studier, der direkte verificerer denne faktor.

For pillekedler foreslås emissionsfaktorer for ”Automatic boilers” brugt. Indeværende projekt har især haft til hensigt at gennemse og kvalitetssikre de emissionsfaktorer, der er mest betydningsfulde for kvaliteten af den samlede opgørelse. I den forbindelse har gennemgangen af pillekedlers emissionsfaktorer mest været et fokusområde, hvis der viste sig uventede resultater i litteraturstudiet. Dette har ikke været tilfældet, men Guidebogens faktorer er lidt lavere end de hidtil anvendte. Det anbefales at følge Guidebogen.

5.4 NMVOC

5.4.1 Nuværende emissionsfaktorer

Der er anvendt følgende emissionsfaktorer i DMU’s emissionsopgørelse. De danske emissionsfaktorer er taget fra EMEP/CORINAIR Emission Inventory Guidebook, 2006.

5.4.2 Tidligere sammenfatninger

Nedenfor er det svenske Naturvårdsverkets emissionsfaktorer præsenteret. Der sondres ikke mellem teknologiernes alder, eller om kedlerne er med/uden akkumuleringstank.

5.4.3 Nyere undersøgelser

Der er ikke fundet nogen nye danske studier af NMVOC-emissioner fra træfyring.

Det nyeste studie vedrørende NMVOC fra forskellige teknologier er den svenske synteserapport lavet af Todorovic et al. (2007).

Disse resultater er temmelig forskellige fra den danske emissionsopgørelse og dermed Guidebogen, da studiet indikerer, at emissionerne fra brændeovne er meget lavere end i Guidebogen, og at det for kedlerne er omvendt. Videre er andelen af NMVOC usædvanlig lav, idet den udgør mindre end 50 % af den samlede VOC. I Østrigs Informative Inventory Report (IIR) 2008 anvendes eksempelvis et mere sædvanligt split med 25 % metan og 75 % NMVOC.

Angående ovnene støtter et andet svensk studie med 9 målinger på ovne og 11 målinger på pejseindsatser et langt lavere niveau for ovnene end opgivet i Guidebogen. Der er i studiet lavet forsøg med ovne fra før 1991 op til 2006, men der indgik ingen svanemærkede ovne. Variationen i NMVOC-emissionen er fra 16-180 g/GJ med en middelværdi på 80 g/GJ, hvilket er langt fra de anvendte 1.200 g/GJ for gamle og nyere ovne i emissionsopgørelsen.

En canadisk opgørelse støtter imidlertid et betydeligt højere emissionsniveau end det, der fremgår af de svenske målinger. I det canadiske studie er udelukkende opgjort VOC-emissioner, som inkluderer metan. Anvendes splittet 25 % metan og 75 % non-metan, der bl.a. anvendes i den østrigske emissionsopgørelse (Umvelt Bundesamt, 2008), fås nedenstående omregnet fra VOC til NMVOC.

I det nedenstående er præsenteret to svenske studier af NMVOC fra brændekedler.

Johansson 2004 og 2003.

Emissionsfaktoren for gamle kedler med akkumuleringstank i ovenstående studier er højst sandsynligt baseret på den samme måling, så den skal kun tillægges vægt som én måling. Til gengæld er denne måling i rigtig god overensstemmelse med Guidebogens anbefalinger, hvilket gør, at Guidebogens faktor foreslås bibeholdt. Til gengæld kunne emissionsfaktoren for NMVOC på gamle kedler uden akkumuleringstank muligvis hæves. Hvis den hæves til 1.000 g/GJ, er den stadig i den lave ende af de svenske målinger.

5.4.4 Forslag til revision

Svenske og canadiske undersøgelser viser en forbedring af brændeovnenes emissioner i takt med den teknologiske udvikling. Derfor foreslås det at nedsætte emissionsfaktoren for DS-mærkede ovne fra perioden 1990-2005 fra 1.200 g/GJ til 1.000 g/GJ.

Omvendt viser svenske undersøgelser en markant stigning i NMVOC-emissioner på gamle kedler uden akkumulatortank i forhold til kedler med akkumulatortank, hvorfor emissionsfaktoren for disse foreslås hævet fra nuværende 400 g/GJ til 1.000 g/GJ.

For nye kedler med akkumuleringstank foreslås at hæve emissionsfaktoren til 100 g/GJ, da de 20 g/GJ fra Guidebogen vedrører større automatiske kedler. Svenske målinger på begge side af 100 g/GJ, men en faktor 2,5 mellem emissionsfaktorerne med og uden akkumuleringstank kan sandsynligvis anvendes.

Derudover er der ingen forslag til revision af emissionsfaktorerne for NMVOC.

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

Version 1.0 Marts 2010, © Miljøstyrelsen.