Emissionskortlægning for decentral kraftvarme

Transkript

1 Emissionskortlægning for decentral kraftvarme 2007 Energinet.dk miljøprojekt nr. 07/1882 Delrapport 3 Kortlægning af emissioner fra decentrale kraftvarmeværker med en installeret el-effekt under 25 MW Emissioner fra affalds- og biomassefyrede anlæg Rapporten er udarbejdet af FORCE Technology Jørgen Boje, Arne Oxbøl, Ole Schleicher og Annemette Geertinger Projekt nr.: ISBN nr Januar 2010 Prøvningsrapporten må kun gengives i uddrag med FORCE Technologys skriftlige tilladelse De Almindelige betingelser på bagsiden er en integreret del af vor ydelse FORCE Technology Norway AS Claude Monets allé Sandvika, Norge Tel Fax info@forcetechnology.no FORCE Technology Sweden AB Tallmätargatan Västerås, Sverige Tel. +46 (0) Fax +46 (0) info@forcetechnology.se FORCE Technology, Hovedkontor Park Allé Brøndby, Danmark Tel Fax force@force.dk X:\Div030\Tasks\Kunder-otl\2008\ DGC emissionsfaktor\fase 3 dataanalyse\slutrapport_fase3.doc

2 INDHOLDSFORTEGNELSE 1. Resumé Indledning Indsamlingen af eksisterende data Udvælgelse af anlæg til supplerende målinger Kort anlægsbeskrivelse og gruppering af anlæg Affaldsforbrændingsanlæg Biomassefyrede anlæg Måleprogram Affaldsforbrændingsanlæg Anlæg til forbrænding af fast biomasse Generelle målinger og analyser Driftsforhold Målesteder Anlægsdata Resultater, affaldsforbrændingsanlæg Resultater, biomasseanlæg Sammenligning med måleresultater fra Affaldsforbrændingsanlæg Biomasseanlæg Beregning af emissionsfaktorer Konklusion side 2 af 48

3 1. Resumé Dansk Gasteknisk Center (DGC) har sammen med AnalyTech, Danmarks Miljøundersøgelser og FORCE Technology dannet et konsortium med det formål at gennemføre projektet Kortlægning af emissioner fra decentrale kraftvarmeværker 1. DGC har som hovedkontrakthaver indgået aftale med Energinet.dk om gennemførelse af projektet. I projektets første del indsamlede AnalyTech og FORCE Technology informationer om relevante anlæg, herunder emissioner, brændsler og røggasrensningsteknologi. Disse informationer er samlet i delrapport 1 Indsamling af eksisterende data fra anlæg fyret med affald og biomasse. I den anden del af projektet har AnalyTech forestået målingerne i henhold til det måleprogram, der er aftalt i projektgruppen. Der er tale om 3 målinger på affaldsforbrændingsanlæg og 3 målinger på biomassefyrede anlæg. Målet med de to første faser af projektet har været at fremskaffe den nødvendige dokumentation på emissionskoncentrationer for en række komponenter i røggassen fra anlæggene således, at emissionsfaktorer for de enkelte komponenter har kunnet opstilles. Emissionsfaktorerne udtrykker hvor meget, der udledes af den enkelte komponent i røggassen i forhold til energidata fra anlæggene 2. Information vedrørende drift og produktion er baseret på opgivelser fra anlæggenes registreringer. Denne delrapport er udarbejdet af FORCE Technology, og opsummerer de væsentligste resultater fra de målinger AnalyTech har udført på 3 affaldsforbrændingsanlæg og 3 biomassefyrede anlæg i forbindelse med projektet. Hovedresultaterne af disse målinger er angivet i tabel 5 til 9. Sidst i rapporten sammenlignes de indsamlede og målte data fra dette projekt med de tilsvarende projektmålinger fra Alle data samles og rapporteres af Danmark Miljøundersøgelser. I forhold til den tidligere undersøgelse for de affaldsfyrede anlæg 3 er emissionerne og variationen mindre, selvom udsving i parametrene stadig forekommer. Dette må tilskrives ny lovgivning, der trådte i kraft i 2003, og som førte til skærpede emissionskrav (og deraf følgende forbedret røggasrensning), måling af flere parametre og krav til AMS 4. Effekten af disse ændrede krav var ikke fuldt implementeret ved sidste opgørelse 3. Et af dette projekts formål har været at undersøge om emissionerne kan relateres til en bestemt type røggasrensning og/eller brændselstype. I den forbindelse er det vigtigt at nævne, at de lavere emissioner for visse parametre bestemt i dette projekt også må tilskrives lavere detektionsgrænser i dag i forhold til opgørelsen i det forrige projekt. For de biomassefyrede anlæg er konklusionerne generelt mere usikre på grund af ringe datamængde. De indsamlede emissionsdata er præsenteret på en sådan måde, at det udelukker muligheden for sammenkædning af de oplyste data og de enkelte værker, hvorfra oplysningerne stammer. 1 Med en installeret el-effekt under 25 MW. 2 F.eks. gram NOx pr. MJ indfyret effekt 3 Kortlægning af emissioner decentrale kraftvarmeværker, delrapport 3, PSO F&U kontrakt nr. 3141, Automatisk Målende System side 3 af 48

4 2. Indledning I den første del af projektet er indsamlet eksisterende data fra målinger af emissionskoncentrationer i røggassen fra elproducerende decentrale kraftvarmeanlæg. Disse emissionskoncentrationer er angivet som intervaller for hver parameter for både affaldsforbrændingsanlæg og biomassefyrede anlæg. Hermed sikres anonymiteten af de anlæg, hvorfra der indgik resultater. Lidt under halvdelen af bestanden af værker er repræsenteret i de indsamlede data. De indsamlede data fra perioden omfatter målinger fra 11 affaldsfyrede og 3 biomassefyrede anlæg. Alle røggasrensningsteknologier er repræsenteret i datasættet. For at udvide datamængdens dækning af de forskellige anlægs- og brændselstyper er der i 2008 og 2009 suppleret med nye målinger af standard- og specialemissioner på 3 affaldsforbrændingsanlæg og 3 biomassefyrede anlæg. Udpegningen af værker til udførelse af nye målinger er foretaget af projektgruppen. Alle målinger er akkrediterede. Der anvendes således ikke AMS 5 -data i opgørelserne (disse målinger udfører de respektive anlæg selv). Endvidere dækker data ikke opstart og nedlukning. Generelt er målingerne udført ved nominel last på det aktuelle driftstidspunkt. For hvert anlæg er der udfærdiget en målerapport, der dels er udleveret til anlæggene og dels beror i AnalyTech Indsamlingen af eksisterende data Inden udvælgelsen af anlæg til supplerende målinger, er der foretaget en gennemgang af tilgængelige målinger fra år udført af Eurofins, AnalyTech og FORCE Technology. Resultaterne er samlet i delrapport 1; Indsamling af eksisterende data fra anlæg fyret med affald og biomasse. I nedenstående tabeller vises disse resultater sammen med målingerne fra dette projekts fase 2. For de affaldsfyrede anlæg er emissionerne fysisk mindre i forhold til sidste undersøgelse 5. Der forekommer variationer for alle parametre, men disse er ligeledes mindre end ved sidste undersøgelse. Tendensen med lavere emissioner ses ikke helt med hensyn til de biomassefyrede anlæg. For denne gruppe er konklusionerne mere usikre på grund af et begrænset datagrundlag. Betegnelsen typisk interval dækker over det interval, hvori hovedparten af måleresultaterne befinder sig. Observationsbredde angiver variationen af samtlige måleresultater. Her vises de minimale og maksimale måleværdier, der er fundet. Nærmere beskrivelse findes i delrapport 1. 5 Automatisk Målende System 6 Emissionskortlægning for decentral kraftvarme, 6 målerapporter, AnalyTech Miljølaboratorium A/S, 2009 side 4 af 48

5 Tabel 1: Affaldsforbrændingsanlæg, eksisterende data fra perioden Parameter Enhed Typisk interval Observationsbredde CO 2 10 < 2 26 TOC < 1 2 < 1 6 NO x HCl < 2 10 < 1 10 SO 2 < 2 10 < Partikler 0,1 0,5 < 0,04 4,8 Dioxin (I-TEQ) ng/m 3 (ref) 0,001 0,005 0, ,04 PAH (BaP-eq) ng/m 3 (ref) <0,003 0,004 <0, (ref) angiver tør røggas ved referencetilstanden 0 o C, 101,3 kpa og 11 % O 2 < angiver under detektionsgrænsen Tabel 2: Biomassefyrede anlæg, eksisterende data fra perioden Parameter Enhed Typisk interval Observationsbredde CO NO x SO ,7 130 Partikler < 10 < 0,03 90 (ref) angiver tør røggas ved referencetilstanden 0 o C, 101,3 kpa og 10 % O 2 < angiver under detektionsgrænsen 4. Udvælgelse af anlæg til supplerende målinger Nedenfor vises det baggrundsmateriale, der er benyttet ved udpegningen af affaldsforbrændingsanlæggene, hvor det var relevant at supplere med nye målinger. Ved udvælgelsen af de konkrete anlæg er vurderet, hvor typisk anlægget er med hensyn til røggasrensningsteknologi og forbrændt mængde affald (elkapacitet). Det er endvidere forsøgt at vælge anlæg, der ikke i forvejen fandtes målinger på eller, hvor datamaterialet var sparsomt. Tabel 3: Affaldsforbrændingsanlæg anlæg Heraf med dioxinrens Heraf med SNCR (deno x ) Tons/år Type røggasrensningsanlæg Affaldsforbrug Affaldsforbrug % målinger Foreslåede målinger DRY + FB SD + FB FB + WET ESP + WET ESP+WET+FB DRY: Tør røggasrensning FB: Filter Bag, posefilter SD: Semi Dry, semi tør røggasrensning WET: Våd røggasrensning ESP: Electrostatic precipitator, d.v.s. elektrofilter side 5 af 48

6 Kriterierne, der ligger til grund for udvælgelsen af biomasseanlæggene, er de samme som ved udvælgelsen af affaldsforbrændingsanlæggene. Inddeling efter typer, brændsel, røggasrensning, kapacitet samt omfang af eksisterende data. I praksis er de flisfyrede anlæg udstyrede med elektrofilter, ESP, og halmanlæggene med posefilter, FB. Der er således kun to forskellige typer af røggasrensning. Da antallet af kraftvarmeproducerende biomasseanlæg (og dermed også omfanget af eksisterende data) er begrænset, er udvælgelsen derfor primært baseret på anlægskapacitet. Tabel 4: Biomasseanlæg Brændsel Type af røggasrensnings-anlæg Indfyret Kapacitet MW Indfyret biomasse % målinger Foreslåede målinger Flis ESP Halm FB FB: Filter Bag, posefilter ESP: Electrostatic precipitator, dvs. elektrofilter 4.1 Kort anlægsbeskrivelse og gruppering af anlæg Affaldsforbrændingsanlæg Affaldsforbrændingsanlæggene benytter samme type brændsel. Brændslet består af dagrenovation og industriaffald. På alle anlæggene indfyres affaldet via tragt på en rist. For samtlige affaldsforbrændingsanlæg gælder, at der i miljøgodkendelserne for de enkelte anlæg er fastsat grænseværdier for røggassens indhold af en række stoffer. For at overholde de emissionskrav som er gældende i dag, er anlæggene udstyret med forskellige former for røggasrensning. I de tørre og semitørre røggasrensningsanlæg doseres kalk til røggassen for at reducere de sure gasser HF, HCl og SO 2. Den doserede kalkmængde styres således, at emissionskravene til HCl og/eller SO 2 overholdes. Processen bevirker endvidere, at røgen renses for sure gasser til under de gældende grænseværdier. På anlæg med våd røggasrensning udskilles partiklerne først i et elektrofilter eller et posefilter. Dernæst afkøles røggassen til ca. 60 C hvorefter den vaskes med det stærkt sure kondensat, der dannes ved afkølingen, eller med tilført vand. Ved denne vask fjernes HCl og HF. For at fjerne væsentlige mængder af SO 2 kræves yderligere et vasketrin med alkalisk eller neutralt vaskevand. Før røggassen til slut udledes til atmosfæren opvarmes den ofte til ca. 100 C eller derover. Ved (SNCR) processen fjernes nitrogenoxiderne med reducerende stoffer (typisk ammoniak eller urea), som injiceres direkte ind i efterforbrændingszonen. Reaktionen finder sted ved temperaturer mellem 850 og 1000 C. Reduceres NO x med SNCR mere end %, skal der tilføres store mængder ammoniak hvilket kan føre til et højere ammoniakslip. Ved temperaturer over 1000 C vil en del af den tilsatte ammoniak omdannes til NO x, og den samlede NO x -reduktion aftager drastisk. Anvendelse af urea i stedet for ammoniak i SNCR fører til relativt højere N 2 O-koncentration i forhold til NOkoncentrationen. Det skal pointeres, at anlæggene indrettes og/eller reguleres, således at emissionskravene kan overholdes for de stoffer, der er fastsat grænseværdier for i miljøgodkendelserne. La- side 6 af 48

7 vere (eller højere) emissionsværdier vil således kunne opnås ved at ændre driften på de tørre og semitørre anlæg (ændring i de tilførte kalkmængder m.v.) eller ved at ændre konfigurationen på de våde anlæg (anlæg udstyres med et andet vasketrin med kalk) Biomassefyrede anlæg Biomasseanlæggene er fyret med træ eller halm og røgen renses med elektrofilter på de træfyrede anlæg og posefilter på de halmfyrede anlæg. På biomasseanlæggene benyttes flere forskellige teknologier til indfyring af brændslet, men udbrændingen foregår også her på en rist. De træfyrede anlæg er udstyret med spreaderstoker til indfyring af flis, som kastes ind på en vandkølet vibrationsrist. Ét af anlæggene er desuden forsynet med støvbrændere til forbrænding af savsmuld og pudsestøv. De halmfyrede anlæg benytter to forskellige teknologier til indfyring af halm. Den ene teknologi skubber hele halmballer ind i fyrboksen, en såkaldt cigarbrænder. Ved den anden metode anvendes en opriver, som river halmballerne i stykker, før halmen skubbes ind i kedlen og forbrændes. Anlæggene er forsynet med vibrationsrist. 5. Måleprogram 5.1 Affaldsforbrændingsanlæg På affaldsforbrændingsanlæggene er der målt både standard- og specialemissioner. Standardemissioner er de stoffer der i henhold til Bekendtgørelse om anlæg der forbrænder affald primært måles med manuelle metoder. Specialemissioner er stoffer, som projektgruppen har fundet det relevant at undersøge emissionsniveauet for. FORCE Technology har udført målinger for UFP på både affaldsforbrændingsanlæg og biomassefyrede anlæg i forbindelse med dette projekts fase 2. Resultaterne af disse målinger er rapporteret i en særskilt rapport 7, og resultatet af de fraktionsopdelte partikeltællinger ses i tabel 5 og 8. Standardemissionsmålinger for affaldsforbrænding - partikler, TSP (Total Solid Particulate) - tungmetallerne Hg, Cd, TI, As, Co, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb, Sb, Sn og V - CO (registrerende måling) - PCDD/F (Polychlorede dibenzodioxiner og dibenzofuraner) Specialemissionsmålinger for affaldsforbrænding - UFP (Ultra Fine Partikler) - N 2 O (lattergas) - NH 3 - PAH (Polycykliske Aromatiske Hydrocarboner) - Naphthalen - PCB (Polychlorerede Biphenyler) - HCB (Hexachloro Benzen) - PBDD/-F (Polybromerede dioxiner og furaner) AnalyTech har foretaget målinger af standard- og specialemissioner, disse er rapporteret i afsnit 6. FORCE Technology har udført målinger for UFP på både affaldsforbrændingsanlæg 7 Characterization of ultrafine and fine particles from CHP Plants, aug 2009, Energinet.dk, ForskEl projekt no side 7 af 48

8 og biomassefyrede anlæg i forbindelse med dette projekts fase 2. Resultaterne af disse målinger er detaljeret rapporteret i en særskilt rapport 8, og resultatet af de fraktionsopdelte partikeltællinger ses i tabel 5 og Anlæg til forbrænding af fast biomasse På biomasseanlæggene er der målt både standard- og specialemissioner. Standardemissioner er de stoffer hvor der er fastsat emissionsgrænseværdier i henhold til Miljøstyrelsens grænseværdier for fyring med biomasse i anlæg mellem 5 og 50 MW måles med manuelle metoder. Specialemissioner er stoffer, som projektgruppen har fundet det relevant at undersøge emissionsniveauet for. Standardemissionsmålinger for halm- og træfyrede anlæg -partikler, TSP -NO x -CO Specialemissionmålinger for halm- og træfyrede anlæg -Cd, Hg, Zn -TOC, N 2 O (registrerende måling) -PCDD/-F (Polychlorede dibenzodioxiner og dibenzofuraner) -HCB (Hexachloro Benzen) -PAH (Polycykliske Aromatiske Hydrocarboner) -Naphthalen 5.3 Generelle målinger og analyser For begge grupper anlæg gælder det endvidere, at der er foretaget måling af hjælpeparametre bl.a. O 2, CO 2, vanddampindhold, røggastemperatur og hastighed. Der er udført to emissionsmålinger af hver to timers varighed af prøver udtaget manuelt undtagen for dioxin og PAH, som er udført over 6 timer i henhold til BEK 162 om forbrænding af affald. Måletiden for kontinuerte målinger er 3 timer. For PCDD/F benyttes som enhed for koncentrationen ng I-TEQ/m 3 (n,t), hvor I-TEQ angiver, at koncentrationen af hver af de 17 stoffer der analyseres, er ganget med en toksisk ækvivalensfaktor, som angivet i Bekendtgørelse om anlæg der forbrænder affald og summeret til en fælles værdi. For PBDD/F benyttes på samme måde som for PCDD/F enheden ng I-TEQ/m 3 (n,t) for koncentrationen, men da der ikke finder internationalt anerkendte toksisk ækvivalensfaktor for PBDD/F, er der anvendt de samme faktorer som for PCDD/F. PAH opgives i μg BaP-eq/m 3 (n,t), hvor BaP-eq angiver, at koncentrationen af hver af de 15 stoffer der analyseres, er ganget med en toksisk ækvivalensfaktor og summeret til en fælles værdi, som angivet i Luftvejledningen. I bilag 4 er alle parametre angivet med metoder/referencer samt usikkerheder. 8 Characterization of ultrafine and fine particles from CHP Plants, aug 2009, Energinet.dk, ForskEl projekt no side 8 af 48

9 5.4 Driftsforhold Målingerne er generelt foretaget under normal og stabil drift. For et enkelt biomassefyret anlæg har belastningen været ca. 80% af nominel last under målingerne. Alle øvrige anlæg (inkl. affaldsforbrændingsanlæggene) har kørt med en belastning tæt på 100%. Emissioner under opstart og nedlukning af anlæggene er ikke medtaget i målingerne. 5.5 Målesteder Målingerne er udført på det målested, der normalt anvendes til kontrolmålinger i.h.t. anlæggets miljøgodkendelse. 5.6 Anlægsdata De respektive anlæg har leveret driftsoplysningerne. 6. Resultater, affaldsforbrændingsanlæg De danske affaldsforbrændingsanlæg er reguleret efter Miljøministeriets Bekendtgørelse om anlæg der forbrænder affald (BEK nr. 162 af 11. marts 2003). I de følgende tabeller er resultaterne af de udførte målinger sammenstillet med Bekendtgørelsens emissionsgrænseværdier (GV). Nedenfor i tabel 5-7 vises resultaterne af de målinger, der er foretaget af Analytech og FORCE Technology på affaldsforbrændingsanlæggene i løbet af Ved de videre beregninger er detektionsgrænsen dvs. den anførte værdi anvendt for de målinger, der ligger under metodens detektionsgrænse. Tabel 5: Målinger 2008, partikler, NH 3, N 2 O Parameter Enhed ESP+ WET+FB ESP+WET SD+FB BEK 162 GV Røggastemperatur o C Volumenstrøm m 3 (ref)/h O 2 vol.-% (tør) 9,7 6,4 10,4 - CO 2 vol.-% (tør) 10,1 12,2 9,2 - CO 9 <2 <2 50 Partikler, TSP <0,04 <0,07 1,6 10 PM 0, /cm 3 (n) *) 0, * *) 0,02 0, PM /cm 3 (n) *) 0, **) 0,033 0, PM 2, /cm 3 (n) *) 0, **) 0,033 0, NH 3 2,1 <0,014 0,60 10*** N 2 O 5,3 0,7 0,97 - (tør) Angiver tør røggas ved normaltilstanden 0 o C og 101,3 kpa (ref) Angiver tør røggas ved referencetilstanden 0 o C,101,3 kpa og 11 % O 2 (n) Angiver våd røggas ved normaltilstanden 0 o C og 101,3 kpa < angiver værdier under detektionsgrænsen * antal ** niveauet svarer til HEPA filtreret luft, *** BREF noten om store fyringsanlæg side 9 af 48

10 Tabel 6: Målinger 2008, PCDD/F, PBDD/F, PCB, HCB, PAH og naphthalen Parameter Enhed ESP+WET +FB Røggastemperatur ESP+WET SD+FB BEK 162 o C Volumenstrøm m 3 (ref)/h PCDD/-F (I-TEQ) ng/m 3 (ref) <0,0031 <0,0099 <0,0042 0,1 PBDD/-F (I-TEQ) ng/m 3 (ref) <0,009 - <0, PCB ng/m 3 (ref) <0,00036 <0,00102 <0, HCB ng/m 3 (ref) <0,44 20 <0,45 - PAH <0,09 <0,04 <0,094 - PAH (BaP-eq) <0,0046 <0,0036 <0,0044 5* Naphthalen <0,21 <0,31 <0,19 - (ref) Angiver tør røggas ved referencetilstanden 0 o C,101,3 kpa og 11 % O 2 * Grænseværdi fra Luftvejledningen < angiver værdier under detektionsgrænsen Der er ikke målt PBDD/-F på anlægget med røggasrensningsteknologien elektrofilter efterfulgt af en våd rensning (ESP + WET). GV Tabel 7: Målinger 2008, tungmetaller Parameter Enhed ESP+WET +FB Røggastemperatur ESP+WET SD+FB BEK 162 GV o C Volumenstrøm m 3 (ref)/h Hg <0,2 2,19 6,65 50 Cd <0,004 0,016 0,68 Tl <0,4 <0,3 <0,4 As <0,1 <0,08 0,1 Co <0,4 <0,3 <0,4 Cr 1,47 0,36 0,58 Cu 0,5 0,67 1,91 Mn <0,2 0,013 0,22 Ni 0,077 <0,08 0,065 Pb 0,42 0,90 7,80 Sb <0,1 0,010 0,94 V <0,1 <0,03 <0,1 Se <0,4 <0,3 <0,4 - Zn 1,6 1,97 38,8 - (ref) Angiver tør røggas ved referencetilstanden 0 o C,101,3 kpa og 11 % O 2 < angiver værdier under detektionsgrænsen Sum 50 Sum 500 side 10 af 48

11 Alle emissionsgrænseværdier er overholdt. Generelt er emissionerne af tungmetaller højere fra anlægget med SD + FB end for de to andre røggasrensningsteknologier, hvilket stemmer fint overens med at også partikelemissionen er højest for denne type. Emissionskoncentrationen af HCB er relativt høj for ESP + WET (en faktor 45 højere end for de andre røggasrensningsteknologier). De højere niveauer af tungmetaller og HCB for de respektive røggasrensningsteknologier har tilsyneladende hverken en måleteknisk eller driftsmæssig forklaring Resultater, biomasseanlæg I tabel 8-9 vises hovedresultaterne af AnalyTech s målinger fra halm- og flisanlæggene i løbet af 2009, sammen med de vejledende grænseværdier fra Luftvejledningen. Tabel 8: Målinger 2009, spormetaller og partikler Parameter Enhed Halm FB Røggastemperatur Halm FB Træ ESP Luftvejledning Grænseværdi Træ/halm o C Volumenstrøm m 3 (ref)/h O 2 vol.-% (tør) 8,0 5,1 7,9 - CO 2 vol.-% (tør) 14,5 15,3 12,8 - Partikler, TSP <0,03 <0,03 0,9 40 PM 0, /cm 3 (n) 2,21 0,0827 1,28 - PM /cm 3 (n) 2,39 0,138 1,70 - PM 2, /cm 3 (n) 2,39 0,140 1,70 - Cd <0,004 <0,004 0,033 - Hg <0,2 <0,2 <0,2 - Zn 0,87 0,80 4,5 - (tør) Angiver tør røggas ved normaltilstanden 0 o C og 101,3 kpa (ref) Angiver tør røggas ved referencetilstanden 0 o C,101,3 kpa og 11 % O 2 (n) Angiver våd røggas ved normaltilstanden 0 o C og 101,3 kpa < angiver værdier under detektionsgrænsen 9 Claus Degn, AnalyTech side 11 af 48

12 Tabel 9: Målinger 2009, PCDD/F, PAH, HCB, TOC, NO x, N 2 O, og CO Parameter Enhed Halm Røggastemperatur FB Halm FB Træ ESP Luftvejledning Grænseværdi Træ/halm o C Volumenstrøm m 3 (ref)/h PCDD/-F (I-TEQ) ng/m3(ref) <0,0017 <0,0014 <0,070 0,1* HCB ng/m3(ref) 0,30 <0,2 - - PAH <0,085 <0,038 <2,7 - PAH (BaP-eq) <0,0030 <0,0026 <0,047 5* Naphthalen 1,9 0,19 6, * TOC <2 <2 <2 - N 2 O 1,1 1,2 1,7 500* NO x CO (ref) Angiver tør røggas vedreferencetilstanden 0 o C,101,3 kpa og 11 % O 2 * Vejledende emissionsgrænseværdier i Luftvejledningen < angiver værdier under detektionsgrænsen Anlæggene overholder emissionsgrænseværdierne for NO x, CO og støv med gode marginer, og der er generelt tale om lave emissionsniveauer for samtlige parametre. Emissionerne fra de to anlægstyper ligger generelt på samme niveau, med undtagelse af støv, Naphthalen og PAH, hvor emissionerne fra det træfyrede anlæg ligger væsentligt over de to halmfyrede. 8. Sammenligning med måleresultater fra En sammenligning af måleresultater fra sidste projekt er relevant, idet et af dette projekts formål har været at undersøge om emissionerne kan relateres til en bestemt type røggasrensning og/eller brændselstype. 8.1 Affaldsforbrændingsanlæg Herunder i figur 1 8 vises udviklingen i emissioner for de affaldsfyrede anlæg for en række udvalgte parametre. Der er tale om de gennemsnitlige emissioner opgjort i henholdsvis 2003 og En sammenligning af røggasrensningsteknologier i perioden mellem 2003 og 2008 er desværre kun mulig for 3 røggasrensningsteknologier. Det skyldes, at mængden af brugbare data fra 2003, er særdeles begrænset (2 4 målinger). I bilag 2 og 3 ses en totaloversigt af alle tilgængelig måledata fra både 2003 og I bilagene ses gennemsnit, maksimum- og minimumværdier samt standardafvigelser på 2008 datasættet. Der er dermed tale om en forøget detaljeringsgrad i forhold til tidligere, idet kun dele af projektmålingerne fra 2003 (omfattende 5 anlæg) er rapporteret med den- 10 I denne rapport anvendes årstallet 2003 for sidste opgørelse. Dette er året, hvor rapporten er publiceret. Målingerne er udført i år 2002 side 12 af 48

13 ne detaljeringsgrad (alle øvrige indsamlede resultater fra 2003 er rapporteret med mindre detaljeringsgrad) 11. For røggasrensningsteknologierne ESP+WET+FB, ESP+WET og SD+FB falder emissionskoncentrationen for stort set alle parametre. For en lang række parametre (dvs. de parametre, hvor detektionsgrænsen ikke har ændret sig i perioden) kan dette alene tilskrives forbedret røggasrensning, bl.a. som følge af de skærpede emissionskrav, der trådte i kraft i Det fremgår af figur 1, at NO x emissionskoncentrationen i både 2003 og 2008 for ESP+WET+FB er relativt høj (henholdsvis 390 og 221 ). Det skyldes, at visse anlæg ikke har SNCR (denox-anlæg). Det er typisk anlæg med en kapacitet mindre end 6 tons affald /time samt en række mellemstore anlæg med en kapacitet på 6 til 16 tons affald/time. Disse anlæg har en lempet emissionsgrænseværdi for NO x på 400 de mellemstore anlæg dog kun indtil den 1. januar De store anlæg med en kapacitet over 16 tons affald/time har en emissionsgrænseværdi på Disse anlæg (og en af de række mellemstore) har derfor haft installeret de-no x i årene siden bekendtgørelsen trådte i kraft i I tabel 11 i bilag 2 ses emissionerne med og uden SNCR for røggasrensningsteknologierne ESP+WET+FB og DRY+FB. Anlæg med de-no X har markant lavere NO x -emission end anlæg uden dette rensningstrin henholdsvis 37% mindre for ESP+WET+FB og 24% for DRY+FB. Udviklingen i NOx emissionen i perioden mg/m3(ref) ESP+WET+FB Røggasrensning SD+FB Figur 1: Udviklingen i NOx emissionen fra de affaldsfyrede anlæg. I figuren er anlæg med og uden SNCR (de-no x ) slået sammen. Se også tabel 11 i bilag Kortlægning af emissioner decentrale kraftvarmeværker, delrapport 1 + 3, PSO F&U kontrakt nr Bekendtgørelse om anlæg, der forbrænder affald, BEK nr. 162 af 11/03/2003 side 13 af 48

14 Udviklingen i partikel emissionen i perioden mg/m3(ref) ESP+WET+FB ESP+WET SD+FB Røggasrensning Figur 2: Udviklingen i partikel emissionen fra de affaldsfyrede anlæg. Udviklingen i HCl emissionen i perioden mg/m3(ref) ESP+WET+FB ESP+WET SD+FB Røggasrensning Figur 3: Udviklingen i HCl emissionen fra de affaldsfyrede anlæg. SO 2 er eneste parameter, hvor emissionskoncentrationen er forøget i perioden. Sammenligningen gælder imidlertid kun for 2 røggasrensningsteknologier med et begrænset datasæt. Eksempelvis mangler der 2008 data med røggasrensningsteknologien ESP+WET, der havde en relativ høj 2003-værdi på 69. Det kan derfor ikke konkluderes, at SO 2 emissionen for affaldsanlæggene som helhed er steget. Det skal dog bemærkes, at affaldet har ændret sig i perioden. I 2008 får anlæggene en del af affaldet fra såkaldte mellemdeside 14 af 48

15 poneringspladser. Her omsættes noget af affaldet delvist ved anaerobe processer. Disse frigiver H 2 S, der ved forbrænding oxideres til store mængder SO 2. Derudover kan SO 2 også stamme fra gips i byggematerialer, som findes i store mængder i netop deponiaffald. Udviklingen i SO2 emissionen i perioden mg/m3(ref) ESP+WET+FB Røggasrensning SD+FB Figur 4: Udviklingen i SO 2 emissionen fra de affaldsfyrede anlæg. Detektionsgrænsen for HF, tungmetaller, dioxiner og PAH er forbedret således, at der ved analysen i dag kan detekteres lavere niveauer i forhold til for 5 6 år siden. For tungmetaller og HF er hovedparten af målingerne i begge opgørelser under de respektive detektionsgrænser. Faldet i emissioner for disse parametre kan derfor både være et resultat af forbedret røggasrensning og lavere detektionsgrænser eller en kombination af begge faktorer (se også bilag 1). side 15 af 48

16 Udviklingen i Hg emissionen i perioden ,035 0,03 0,025 ug/m3(ref) 0,02 0,015 0, ,005 0 ESP+WET+FB ESP+WET SD+FB Røggasrensning Figur 5: Udviklingen i Hg emissionen fra de affaldsfyrede anlæg. Udviklingen i Pb emissionen i perioden ,35 0,3 0,25 ug/m3(ref) 0,2 0,15 0, ,05 0 ESP+WET+FB ESP+WET SD+FB Røggasrensning Figur 6: Udviklingen i Pb emissionen fra de affaldsfyrede anlæg. Kravene til maksimal emission af dioxin er strammet meget i de forløbende 10 år, men på de fleste anlæg var der allerede i 2003 indført dioxinrensning efter aftale med Miljøstyrelsen. Der er derfor ikke fra 2003 til 2008 for alle teknologier et fald i emissionen, der afspejler de lovgivningsmæssige forhold. side 16 af 48

17 Udviklingen i dioxin emissionen i perioden ,8 1,6 1,4 ng/m3(ref) 1,2 1 0,8 0, ,4 0,2 0 ESP+WET+FB ESP+WET SD+FB Røggasrensning Figur 7: Udviklingen i dioxin emissionen fra de affaldsfyrede anlæg. I 2003 og 2008 er PAH målt som Benzo[a]pyren ækvivalenter (BaP-eq). Målingerne i det eksisterende datasæt omfattende 5 anlæg er alle foretaget ved afbrænding af kreosotbehandlet træ, hvilket kan medføre forhøjet PAH emission. Disse PAH målinger, der er foretaget pga. risiko for forhøjet PAH emission ved afbrænding af kreosotbehandlet træ, er derfor ikke emissionsniveauer, der er repræsentativt for normal drift. Der er derfor for 2008 kun medtaget projektmålingerne fra de 3 anlæg, da disse er udført ved normal drift. Udviklingen i PAH (BAP-eq) emissionen i perioden ,1 0,09 0,08 0,07 ug/m3(ref) 0,06 0,05 0,04 0,03 0,02 0, ESP+WET+FB ESP+WET SD+FB Røggasrensning Figur 8: Udviklingen i PAH (BaP-eq) emissionen fra de affaldsfyrede anlæg. side 17 af 48

18 Sammenligning mellem de forskellige røggasrensningsteknologier på affaldsforbrændingsanlæggene viser, at der generelt ikke er nogen teknologi, der renser bedst, når alle røggasparametrene indgår. Emissionerne kan altså ikke relateres til en bestemt type røggasrensning. Denne konklusion kan ligeledes ses ved beregning af de energivægtede emissionsfaktorer for de respektive røggasrensningsteknologier. Metoden og resultaterne af disse beregninger ses i bilag Biomasseanlæg Herunder vises udviklingen i emissioner for de biomassefyrede anlæg i figur 9 14 for en række udvalgte parametre. Der er tale om de gennemsnitlige emissioner opgjort i henholdsvis 2003 og Generelt ses stor variation i biomasseanlæggenes emissionsforhold over tid. Dette skyldes både driftsmæssige forskelle og variationer i brændslets kvalitet. Det betyder, at stikprøvemålinger (som denne undersøgelse er baseret på) kan give svingende og uventede resultater. Emissionen af CO øget for både halm og flis i perioden. For halm skyldes den højere CO værdi i 2009 to høje måleværdier på henholdsvis 290 og 355 på ét enkelt anlæg. Med hensyn til de flisfyrede anlæg skyldes de høje emissionsværdier ligeledes målinger fra ét enkelt anlæg (> 800 ). Dette forhold kunne indikere driftsforstyrrelser, selvom målerapporterne fra begge anlæg omtaler driften som stabil og normal. CO målingerne fra de to andre flisfyrede anlæg ligger i intervallet Udviklingen i CO emissionen i perioden mg/m3(ref) Halm FB Brændsel / røggasrensning Flis ESP Figur 9: Udviklingen i CO emissionen fra de biomassefyrede anlæg. Emissionen af NO x er delvist bestemt af brændslets indhold af nitrogen. Af Videnblad nr. 106 udgivet af Videncenter for Halm- og Flisfyring er der anført et typisk nitrogenindhold på 0,3% i træflis. Nitrogenindholdet i brændslet vil imidlertid være højere, hvis den indfyrede flis har et højt barkindhold og stor andel af nåle. Der er ikke anført kommentarer om side 18 af 48

19 brændselskvaliteten i de tilgængelige målerapporter, så det er uvist, om dette er årsagen til den observerede tendens. Det lave antal målinger betyder, at eventuelle unormale forhold på enkelte værker vil vægte tungt i opgørelsen. Udviklingen i NOx emissionen i perioden mg/m3(ref) Halm FB Brændsel / røggasrensning Flis ESP Figur 10: Udviklingen i NOx emissionen fra de biomassefyrede anlæg. Udviklingen i partikel emissionen i perioden mg/m3(ref) Halm FB Brændsel / røggasrensning Flis ESP Figur 11: Udviklingen i partikel emissionen fra de biomassefyrede anlæg. side 19 af 48

20 Det lave antal målinger betyder, at eventuelle unormale forhold på enkelte værker vil vægte tungere i opgørelsen dette forhold gælder naturligvis også for dioxin og PAH (BaP-eq). Udviklingen i dioxin emissionen i perioden ,09 0,08 0,07 ng/m3(ref) 0,06 0,05 0,04 0, ,02 0,01 0 Halm FB Brændsel / røggasrensning Flis ESP Figur 12: Udviklingen i dioxin emissionen fra de biomassefyrede anlæg. Udviklingen i PAH (BaP-eq) emissionen i perioden ,35 0,3 0,25 ug/m3(ref) 0,2 0,15 0, ,05 0 Halm FB Brændsel / røggasrensning Flis ESP Figur 13: Udviklingen i PAH (BaP-eq) emissionen fra de biomassefyrede anlæg. side 20 af 48

21 Udviklingen i Cd emissionen i perioden ,0025 0,002 ug/m3(ref) 0,0015 0, , Halm FB Brændsel / røggasrensning Flis ESP Figur 14: Udviklingen i Cd emissionen fra de biomassefyrede anlæg. Med hensyn til de biomassefyrede anlæg er billedet mindre entydigt i forhold til den udvikling, der er sket for de affaldsfyrede anlæg. Bedst ser det ud for halm, hvor der er tale om fald i samtlige emissioner undtagen CO. Emissionerne fra halmfyrede værker er generelt mindre stabil i forhold til andre brændsler, idet halmens forbrændingskvalitet varierer med vandindhold, alkalisalte og askemængde. For flis er udviklingen mere blandet. Her er emissionerne af CO, NO x, dioxin og PAH (BaPeq) højere i 2009 i forhold til 2003, mens partikelemissionen ligger på stort set samme niveau. Kun for tungmetaller kan der registreres et fald i emissionerne. Det meget lave antal målinger (2 8 pr parameter) betyder, at der skal tages store forbehold vedrørende den generelle udvikling i emissionerne og årsagerne hertil. I modsætning til de affaldsfyrede kraftvarmeværker er der ikke sket de store ændringer af røggasrensningen på de biomassefyrede anlæg siden De fald i emissionerne, der kan registreres for især de halmfyrede anlæg, må derfor have andre årsager. Disse årsager er ikke klarlagt i dette projekt. 9. Beregning af emissionsfaktorer Hvert år opgør Energinet.dk og Danmarks Miljø Undersøgelser emissionen af en række parametre til miljøvaredeklarationen og opgørelser under internationale aftaler om emissioner fra nationalstaterne. Opgørelserne baseres så vidt muligt på målinger udført på danske anlæg. Såfremt der ikke foreligger troværdige data, anvender man emissionsfaktorer. FORCE Technology har beregnet usikkerheden på udvalgte emissionsfaktorer på baggrund af de data, der ligger til grund for nærværende projekt. Beregningerne er kun foretaget for affaldsforbrændingsanlæg, da gruppen af biomasseanlæg er for lille til en valid analyse. 13 Samtale med Lars Peter Johansen, FORCE Technology side 21 af 48

22 Der er taget udgangspunkt i de enkeltmålinger, som findes for de anlæg, der er målt på, inden for hver gruppe røggasrensningsteknologi. Data fra hvert enkelt anlæg stammer fra perioden For hver røggasrensningsteknologi beregnes den energivægtede emissionsfaktor for en række udvalgte stoffer. Hermed kan emissionerne af de respektive stoffer i de kommende år beregnes ved at multiplicere summen af forbrændt energi i gruppen med den beregnede emissionsfaktor. Denne beregningsform giver endvidere det rigtige resultat for det år, hvor grunddata stammer fra. Der er gennemført en usikkerhedsanalyse 14 på de væsentligste emissionsfaktorer. Usikkerheden på dette projekts emissionsfaktorer er generelt lav (under 30%), hvilket er en klar forbedring i forhold til de usikkerheder, de hidtidige emissionsopgørelser er behæftet med. Metoden og resultaterne af disse beregninger ses i bilag Konklusion Sammenligning mellem de forskellige røggasrensningsteknologier på affaldsforbrændingsanlæggene har vist, at der generelt ikke er nogen teknologi, der renser bedst, når alle røggasparametrene indgår. Emissionerne kan altså ikke relateres til en bestemt type røggasrensning. Dette fremgår ved beregning af såvel gennemsnitlige emissioner og energivægtede emissionsfaktorer for de respektive røggasrensningsteknologier. For affaldsforbrændingsanlæg er det tydeligt, at den lovgivning, der blev implementeret med bekendtgørelsen om forbrænding af affald i 2003, har haft en mærkbar effekt i form af lavere emissioner. Bekendtgørelsen fastsætter bl.a. skærpede emissionskrav (og deraf følgende forbedret røggasrensning), måling af flere parametre og krav til AMS. En anden vigtig årsag til de lavere emissioner for visse parametre skal tilskrives lavere detektionsgrænser i dag i forhold til opgørelsen i det forrige projekt. For de biomassefyrede anlæg er konklusionerne generelt mere usikre på grund af ringe datamængde. I modsætning til de affaldsfyrede kraftvarmeværker er der ikke sket de store ændringer i lovgivningsmæssige krav til emissioner eller til røggasrensningen siden De fald i emissionerne, der kan registreres for især de halmfyrede anlæg, må derfor have andre årsager. Det kan være driftsoptimering eller bedre brændselskvalitet. 14 Beregnet efter principperne i Guide to the estimation of Uncertainty in Measurements, ISO/IEC Guide 98-3:2008, part 3 side 22 af 48

23 Bilagsoversigt Bilag 1: Sammenligning af 2003 og 2008 data, affaldsforbrændingsanlæg Bilag 2: Sammenligning af 2003 og 2008 data, biomasseanlæg Bilag 3: Beregning af og usikkerhed på energivægtede emissionsfaktorer Bilag 4: Målemetoder side 23 af 48

24 BILAG 1 Tabeller med 2003 og 2008 data, affaldsforbrænding side 24 af 48

25 Herunder i tabel er datasættene fra henholdsvis 2003 og 2008 opdelt på de fem forskellige rensningstyper. Datagrundlaget for 2008 omfatter de indsamlede data (se afsnit 3) samt projektmålinger (se afsnit 6 og 7). Datasættet fra 2003 indeholder kun tal for 3 ud af 5 rensningstyper, hvorfor en egentlig sammenligning kun kan omfatte; WET+ESP+FB, WET+FB og SD+FB. Data markeret med rødt indikerer, at emissionen er under detektionsgrænsen. Tabel 10: CO Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Max Min , Tabel 11: NO x Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Max Min Standardafvigelse Standardafvigelse /168/ /190/ /190/256 51/8/12 13/6/ /177/ /192/ /143/231 18/-/12 17/16/1 For rensningstyperne ESP+WET+FB og DRY+FB skal læses således; alle anlæg /med SNCR/ uden SNCR (denox) side 25 af 48

26 Tabel 12: TOC Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 13: HCl Max Min Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 14: HF Max Min Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Max Min Standardafvigelse Standardafvigelse Standardafvigelse , , , ,2 0,2 0,1 0, , , ,3 1 0,1 0, , ,2 2 0,1 0,4 20 side 26 af 48

27 Tabel 15: SO 2 Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 16: Partikler Max Min ,5 0,8 0,3 0,1 16 Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 17: As Max Min , , ,1 0,3 0 0, , ,4 2 0,1 0,5 18 Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Max Min Standardafvigelse Standardafvigelse Standardafvigelse ,001 0,009 0, , , ,001 0,003 0,0001 0, , ,0008 0,002 0,0002 0, ,001 0,002 0,0001 0, , ,003 0,02 0, , side 27 af 48

28 Tabel 18: Cd Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 19: Co Max Min ,001 0,003 0, , , ,001 0,002 0, , , ,0004 0,002 0, , ,001 0,0036 0, , , ,0001 0,001 0, , Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 20: Cr Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Max Min ,001 0,02 0, , , ,001 0,002 0,0003 0, , ,001 0,002 0, , ,001 0,003 0,0004 0, , ,001 0,001 0,007 0, Max Min Standardafvigelse Standardafvigelse Standardafvigelse ,003 0,04 0,0003 0, , ,001 0,002 0,0002 0, , ,01 0,1 0,0002 0, ,002 0,003 0,0006 0, , ,002 0,007 0,0006 0, side 28 af 48

29 Tabel 21: Cu Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 22: Hg Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 23: Mn Max Min ,004 0,02 0,0002 0, , ,003 0,005 0,0002 0, , ,001 0,005 0,0002 0, ,002 0,003 0,0004 0, , ,001 0,008 0,0003 0, Max Min ,001 0,006 0,0002 0, , ,001 0,003 0,0003 0, , ,001 0,002 0,0003 0, ,005 0,02 0,0002 0, , ,003 0,01 0,0004 0, Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Max Min Standardafvigelse Standardafvigelse Standardafvigelse ,001 0,02 0, , , ,001 0,002 0, , , ,0009 0,005 0,0002 0, ,02 0,09 0, , , ,002 0,03 0, , side 29 af 48

30 Tabel 24: Ni Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 25: Pb Max Min ,005 0,03 0, , , ,002 0,004 0,0001 0, , ,001 0,003 0,0002 0, ,001 0,003 0, , , ,009 0,07 0, ,02 20 Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 26: Sb Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Max Min ,009 0,08 0, , , ,002 0,006 0,0003 0, , ,003 0,006 0,004 0, ,003 0,01 0, , , ,01 0,04 0,0007 0,01 20 Max Min Standardafvigelse Standardafvigelse Standardafvigelse ,002 0,01 0,0001 0, , ,001 0,002 0, , , ,002 0,002 0,001 0, ,001 0,002 0, , , ,009 0,02 0, , side 30 af 48

31 Tabel 27: Tl Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 28: V Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Tabel 29: Dioxin (I-TEQ) Max Min ,001 0,003 0, , , ,001 0,002 0,0001 0, , ,001 0,002 0, , ,001 0,002 0, , , ,001 0,001 0, Max Min ,001 0,003 0, , , ,001 0,002 0, , , ,0005 0,002 0, , ,001 0,002 0, , , ,0003 0,001 0, , Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB ng/m 3 (ref) Max ng/m 3 (ref) Min ng/m 3 (ref) Standardafvigelse Standardafvigelse Standardafvigelse ng/m 3 (ref) ,01 0,003 0, , , ,002 0,003 0, , , ,02 0,04 0, , ,007 0,03 0,001 0, , ,004 0,007 0,001 0, side 31 af 48

32 Tabel 30: PAH (BaP-eq) Rensningstype År Gennemsnit ESP+WET+FB ESP+WET WET+FB SD+FB DRY+FB Max Min Standardafvigelse ,0046 0,01 0, , , ,004 0,004 0,003 0, , ,0044 0,005 0,004 0, , side 32 af 48

33 BILAG 2 Tabeller med 2003 og 2009 data, biomasseanlæg side 33 af 48

34 I tabel ses data for henholdsvis halm- og flisfyrede anlæg fra 2003 og Opdelingen for biomasseanlæg er anderledes end for de affaldsfyrede anlæg, idet der kun findes én rensningstype for halm (FB) og én for flis (ESP). Alle røggasparametre for hver brændselstype er derfor samlet i en tabel. For 2003 datasættet er kun gennemsnitsværdierne tilgængelige. Data med rødt indikerer, at emissionen er under detektionsgrænsen. Tabel 31: Halm, FB Parameter År Gennemsnit CO TOC NO x Partikler Max Min Standardafvigelse ,14 0,53 0,03 0, Dioxiner 1) ,002 0,002 0,001 0, ,081 3 PAH (BaP-eq) 2) ,003 0,003 0,002 0, ,3 3 N 2 O Cd Hg ,8 1,4 0, , , , , , , ,0002 0,0002 0, , ) Enheden for dioxin er ng I-TEQ/m 3 (ref) 2) Enheden for PAH er μg BaP-eq/m 3 (ref) side 34 af 48

35 Tabel 32: Flis, ESP Parameter År Gennemsnit CO TOC NO x Partikler Max Min Standardafvigelse , Dioxiner 1) ,07 0,09 0,05 0, ,003 3 PAH (BaP-eq) 2) ,05 0,05 0, ,01 3 N 2 O Cd Hg ,7 1,4 0, , , , , , , ,0002 0, , ) Enheden for dioxin er ng I-TEQ)/m 3 (ref) 2) Enheden for PAH er μg BaP-eq/m 3 (ref) side 35 af 48

36 Bilag 3 Beregning af og usikkerhed på energivægtede emissionsfaktorer Affaldsforbrændingsanlæg side 36 af 48

37 Beregning af usikkerhed på emissionsfaktorer Ved beregning af emissionsfaktorer og usikkerhed er der taget udgangspunkt i de enkeltmålinger, som findes for de anlæg, der er målt på, inden for hver gruppe røggasrensningssystem. Data fra hvert enkelt anlæg stammer fra perioden Overvejelser for beregningerne Usikkerheden for hver enkelt emissionsfaktor er beregnet med anvendelse af følgende størrelser: 1. Gennemsnit af de enkelte anlægs gennemsnit 2. Usikkerheden på hvert enkelt gennemsnit vurderes på grundlag af værdiens størrelse 3. Energivægtet gennemsnit af de foreliggende emissionsfaktorer 4. Usikkerheden på den energivægtede faktor beregnes ved hjælp af principperne i GUM Emissionsfaktor og tilhørende usikkerhed relateres til summen af energimængderne på de anlæg, der er målt på Ad. 1) Der er betydelige forskelle i antal målinger for forskellige anlæg (fra to til ti), og det er principielt forkert at lade værdierne fra et anlæg med mange målinger få større vægt, blot fordi der er blevet målt mange gange. Derfor beregnes først gennemsnit for hvert enkelt anlæg. Kvaliteten af hvert enkelt anlægs emissionsfaktor kendetegnes derimod ved, at mange målinger på det enkelte anlæg principielt giver en større sikkerhed for værdien for dette anlæg. Usikkerheden på den enkelte emissionsfaktor estimeres ved spredningen på de målinger, der findes for anlægget, divideret med kvadratroden på antal målinger. Ad. 2) Usikkerheden på hvert enkelt anlægs gennemsnit beregnes som udgangspunkt som spredningen på værdierne. Hvor værdierne er tæt på detektionsgrænsen er de fra laboratoriets side angivet med en større usikkerhed op til 100% ved detektionsgrænsen. Hvis selve måleusikkerheden er større end spredningen mellem enkeltresultaterne, anvendes måleusikkerheden. Ad. 3) Der er ikke indlysende sammenhæng mellem et anlægs størrelse og emissionsfaktorerne. Der er forskelle i dagsformen (gode og mindre gode driftshold, forskelle i affald og andre forhold). Under den antagelse, at størrelsen af anlægget ikke betyder noget for emissionsfaktoren, er det nærliggende at beregne et aritmetisk gennemsnit. Der er imidlertid grund til at betragte den energivægtede emissionsfaktor som et rigtigere alternativ. Formålet med at beregne en emissionsfaktor for anlæg i en given gruppe er at kunne beregne emissionen i kommende år ved at multiplicere summen af forbrændt energi i gruppen med den beregnede emissionsfaktor. Denne beregningsform skulle fornuftigvis gerne give det rigtige resultat for det år, hvor grunddata stammer fra. Det er kun tilfældet ved anvendelse af energivægtet faktor se nedenstående boks med eksempel på beregning (tallene stammer ikke fra undersøgelsen). 15 Beregnet efter principperne i Guide to the estimation of Uncertainty in Measurements, ISO/IEC Guide 98-3:2008, part 3 side 37 af 48

38 Prøve Emissionsfaktor Energi Emission kg/tj TJ/år g/år 1 5, , sum Energivægtet faktor 3,324 kg/tj Aritmetisk faktor 3,875 kg/tj Samlet emission med energivægtet faktor TJ/år Samlet emission med aritmetisk faktor TJ/år Ad. 4) Beregning af usikkerheden på den energivægtede faktor foretages efter principperne i GUM. Det omfatter opstilling af et udtryk for beregning af energivægtet faktor og anvendelse af usikkerheden for hvert led. De individuelle usikkerhedsbidrag kombineres ved hjælp af ligningen og loven om udbredelse af usikkerhed (law of propagation). Den således beregnede usikkerhed er identisk med den usikkerhed, der kan beregnes som kvadratroden af kvadratsummen af hver enkelt usikkerhed. Ad. 5) De resulterende emissionsfaktorer og tilhørende usikkerheder kan i følgende år multipliceres på de faktisk forbrugte energimængder i disse år. Man skal dog holde sig for øje, at faktorerne relateres til netop summen af de energimængder, som er knyttet til de anlæg, der er målt på. Faktorerne skal derfor ikke anvendes for hvert enkelt anlæg og heller ikke for den samlede sum, men på delenergimængder af samme størrelse, som ligger til grund for beregningen. Argumentationen er som følger: Når man summerer et antal størrelser, der hver især har en usikkerhed, bliver usikkerheden på summen ikke den samme som på hver enkelt størrelse. Det skyldes, at usikkerheden både kan øge og reducere størrelsen, og usikkerheden kan i henhold til almindelig statistik beregnes som U enkeltstørrelse / n, hvor U enkeltstørrelse er usikkerheden på hver enkelt størrelse n er antal størrelser Hvis man f.eks. summerer fem mængder á 100 kg, der hver har en usikkerhed på 10%, er usikkerheden på summen lig med 10%/ 5 = 4,5%. For anvendelse af emissionsfaktorer betyder det, at multiplikation på hvert enkelt anlæg uanset størrelse af energiforbruget giver underestimering af usikkerheden, hvis der er mange små anlæg med mindre energiforbrug end faktoren svarer til (n meget stor) overestimering, hvis den samlede energisum bruges (n = 1) side 38 af 48