Puun pienpolton hiukkaspäästöjen mittaaminen:
hiukkasmassapitoisuuden mittausmenetelmien vertailu
Juho Louhisalmi Pro-Gradu -tutkielma Itä-Suomen yliopisto
Luonnontieteiden ja metsätieteiden tiedekunta
Ympäristötiede Huhtikuu 2021
ITÄ-SUOMEN YLIOPISTO, Luonnontieteiden ja metsätieteiden tiedekunta, Ympäristötiede
Louhisalmi, Juho: Puun pienpolton hiukkaspäästöjen mittaaminen: hiukkasmassapitoisuuden mittausmenetelmien vertailu
Pro Gradu -tutkielma, 61 sivua
Tutkielman ohjaajat: dosentti, Jarkko Tissari; filosofian maisteri, Sampsa Väätäinen Huhtikuu 2021
Asiasanat: puun pienpoltto, hiukkasmassapitoisuus, mittausmenetelmät, laimentaminen
Puun pienpoltto tuottaa päästöjä, jotka lämmittävät ilmastoa ja aiheuttavat terveyshaittoja. Euroopan unionin alueelle on vuoden 2022 alussa tulossa raja-arvot hyötysuhteelle, hiilimonoksidipäästöille, hiukkaspäästöille, orgaanisille kaasumaisille yhdisteille sekä typen oksideille uuden
ekosuunnitteluasetuksen myötä. Raja-arvot koskevat muun muassa tehdasvalmisteisia takkoja ja kamiinoita, mutta ei saunan kiukaita tai paikalleen muurattavia leivinuuneja.
Käytössä olevat puun pienpolton hiukkasmassapitoisuuden mittausmenetelmät poikkeavat suuresti toisistaan, joten niillä saadut tulokset eivät ole keskenään vertailukelpoisia. Ongelman ratkaisemiseksi Euroopassa alettiin viime vuosikymmenen alussa kehittämään uutta menetelmää
hiukkasmassapitoisuuksien määrittämiseksi. Uuden EN-PME-menetelmän vertailumittaukset muiden käytössä olevien menetelmien kanssa ovat käynnissä eri puolilla Eurooppaa.
Tässä tutkimuksessa on vertailtu puun pienpolton hiukkasmassapitoisuuksien mittaamiseen käytettäviä menetelmiä. Tutkimus keskittyy yhteiseurooppalaisen EN-PME-menetelmän ja
tutkimuskäytössä olevan UEF/FINE-menetelmän vertailemiseen. Vertailumittaukset suoritettiin Itä- Suomen yliopiston SIMO-pienpolttosimulaattorissa, missä UEF/FINE-menetelmä on jatkuvassa tutkimuskäytössä. EN-PME-menetelmän laitteisto liitettiin osaksi SIMO:n mittausympäristöä.
Hiukkasmassapitoisuuksien lisäksi laimennetusta savukaasusta määritettiin mustan hiilen pitoisuus etalometrillä, sekä orgaanisen hiilen ja alkuainehiilen pitoisuuksia termis-optisella analyysillä.
EN-PME- ja UEF/FINE-menetelmillä määritetyt hiukkasmassapitoisuudet vastasivat melko hyvin toisiaan. Menetelmät mittaavat eri hiukkasfraktioita, mikä näkyi tulosten välisinä eroina. UEF/FINE- menetelmällä määritetyt hiukkasmassapitoisuudet olivat suurempia kuin EN-PME-menetelmällä määritetyt, kun savukaasussa oli paljon orgaanista ainesta. UEF/FINE-menetelmässä orgaaniset yhdisteet kerääntyvät suodattimelle, mutta EN-PME-menetelmä ei juurikaan niitä havaitse. Kun savukaasussa oli vähän orgaanista ainesta, EN-PME-menetelmä antoi suurempia pitoisuuksia. Tämä johtui karkeista hiukkasista, jotka voivat kertyä suodattimelle EN-PME-menetelmässä, mutta rajataan näytteestä pois UEF/FINE-menetelmässä.
Hiukkashäviöiden määritys EN-PME näytelinjasta ja suodatinpidikkeestä osoittautui hankalaksi.
Vertailtavuuden kannalta niitä ei tulisi huomioida tulosten analyysissa. Tulevaisuudessa EN-PME- menetelmään voitaisiin lisätä impaktori, joka rajaisi karkeat hiukkaset pois ja lisäisi tulosten luotettavuutta.
UNIVERSITY OF EASTERN FINLAND, Faculty of Science and Forestry, Environmental science
Louhisalmi, Juho: Measurement of particulate emissions from small-scale wood combustion: a comparison of particulate mass concentration measurement methods
Master’s thesis, 61 pages
Supervisors: docent, Jarkko Tissari; Master of Science, Sampsa Väätäinen April 2021
Keywords: small-scale wood combustion, particulate mass, measurement methods, dilution
Emissions from small-scale wood combustion have an impact on climate change and cause adverse health effects. At the beginning of 2022, limit values for efficiency, carbon monoxide emissions, particulate mass emissions, organic gaseous compounds, and nitrogen oxides will be introduced in the European Union with the new ecodesign regulation. The limit values apply to factory produced fireplaces, but not sauna stoves or built-in masonry heaters.
Current particulate mass concentration measurement methods differ widely so the results are not comparable. To solve this problem, development of a new method for determining the mass of
particulate matter was started in Europe at the beginning of the last decade. Benchmarking of the new EN-PME method with other methods in use is underway across Europe.
In this study, the methods used to measure particulate mass formed in small-scale wood combustion were compared. The research focuses on the comparison of the common European EN-PME method, and the UEF/FINE method used in research. Measurements were performed in the small-scale wood combustion simulator, SIMO in the University of Eastern Finland, where the UEF/FINE method is in continuous research use. The hardware of the EN-PME method was integrated into the SIMO measurement environment. In addition to the particulate mass concentrations, the black carbon concentration was determined from diluted flue gas with an aethalometer, and the organic carbon and elemental carbon concentrations were determined with thermal-optical analysis.
The particulate mass concentrations determined by the EN-PME and UEF/FINE methods corresponded quite well. The methods measure different particle fractions, which was seen in the differences
between the results. The particulate mass concentrations determined by the UEF/FINE method were higher than those determined in EN-PME method when the concentration of organic matter in the flue gas was high, because organic compounds are collected efficiently on the filter in the UEF/FINE method and the EN-PME method seems to let most organic compounds pass through. When the concentration of organic matter in the flue gas is low the difference between the methods was the opposite. This was due to coarse particles that can accumulate on the filter in the EN-PME method but are removed from the sample in the UEF/FINE method.
Determining deposition losses from the EN-PME probe and filter holder was difficult. For
comparability of the results, deposition losses should not be taken into account in data analysis. To increase reliability of the EN-PME method an impactor could be added to trim coarse particles from the sample.
Esipuhe
Tämä opinnäytetyö on tehty Itä-Suomen yliopiston Ympäristö- ja biotieteiden laitoksen Pienhiukkas- ja aerosolitekniikan laboratoriossa (FINE) maaliskuun 2020 ja huhtikuun 2021 aikana osana KIUAS 2- hanketta. Työn ohjaajina toimivat dosentti Jarkko Tissari ja filosofian maisteri Sampsa Väätäinen, ja työn tarkastivat Jarkko Tissari ja filosofian tohtori Heikki Lamberg.
Haluan kiittää ohjaajiani hyvästä ja kattavasta opastuksesta ja ohjauksesta, jota sain projektin loppuun asti. Kiitokset Sampsalle avusta mittausten toteuttamisessa, Ramboll Finland Oy:lle EN-PME-laitteiston lainasta, ja Hanna Koposelle termis-optisten analyysien tekemisestä ja suodattimien käsittelyssä avustamisesta. Kiitokset myös koko FINE:n henkilökunnalle avusta ja asiantuntemuksesta monien kysymysten ja ongelmien äärellä.
Lopuksi haluan kiittää perhettäni, ystäviäni ja erityisesti vaimoani Mellaa tuesta ja kannustuksesta opintojeni ja tämän tutkielman teon aikana.
Kuopiossa 13.4.2021
Juho Louhisalmi
Lyhenteet
BC Musta hiili (Black carbon) EC Alkuainehiili (Elemental carbon) ED Ejektorilaimennin (Ejector diluter)
EN-PME Hiukkasten massan mittausmenetelmä, jossa hiukkasnäyte kerätään suoraan kuumasta savukaasusta lämmitetylle (180 ℃) suodattimelle
FID Liekki-ionisaatiodetektori (Flame ionization detector)
FTIR Fourier-muunnos-infrapunaspektrometri (Fourier transform infrared) OC Orgaanisesti sitoutunut hiili (Organic carbon)
OGC Orgaaniset kaasumaiset yhdisteet (Organic gaseous compounds) PAH Polyaromaattiset hiilivedyt (Polyaromatic hydrocarbons)
PM1 Alle 1 µm aerodynaamiselta halkaisijaltaan olevien hiukkasten massapitoisuus PM2,5 Alle 2,5 µm aerodynaamiselta halkaisijaltaan olevien hiukkasten massapitoisuus PM10 Alle 10 µm aerodynaamiselta halkaisijaltaan olevien hiukkasten massapitoisuus POM Hiukkasmaiset orgaaniset yhdisteet (Particulate organic matter)
PTD Huokoisenputken laimennin (Porous tube diluter)
SOA Sekundääriset orgaaniset aerosolit (Secundaric organic aerosols) SVOC Puolihaihtuvat orgaaniset yhdisteet (Semivolatile organic compounds) TC Kokonaishiili (Total carbon)
THC Kokonaishiilivedyt (Total hydrocarbon)
UEF/FINE Hiukkasten massan mittausmenetelmä, jossa hiukkasnäyte kerätään huoneenlämpöisestä, kahdessa vaiheessa laimennetusta savukaasusta VOC Haihtuvat orgaaniset yhdisteet (Volatile organic compounds)
VVOC Voimakkaasti haihtuvat orgaaniset yhdisteet (Very volatile organic compounds) WHO World Health Organization (Maailman terveysjärjestö)
Sisältö
1 Johdanto ... 7
2 Kirjallisuuskatsaus ... 9
2.1 Puun palaminen ja päästöt ... 9
2.1.1 Puunpoltosta tulevat päästöt yleisesti ... 9
2.1.2 Puun palaminen ... 9
2.1.3 Hiilimonoksidipäästöt ... 10
2.1.4 Rikkipäästöt ... 10
2.1.5 Typpipäästöt ... 10
2.1.6 Hiukkaspäästöt... 11
2.1.7 Orgaaniset kaasu-, ja hiukkaspäästöt sekä PAH-yhdisteiden päästöt ... 13
2.2 Hiukkasten massan mittaaminen ... 14
2.2.1 Hiukkasmassan muutokset savukaasukanavassa ... 16
2.2.2 Hiukkasmassan mittaaminen kuumasta savukaasusta ... 17
2.2.3 Hiukkasmassan mittaaminen laimennetusta savukaasusta ... 22
2.2.4 Hiukkasmassan koostumus eri mittausmenetelmissä ... 28
3 Aineisto ja menetelmät ... 30
3.1 Koejärjestelyt... 30
3.1.1 Mittausympäristö ... 30
3.1.2 Mittausjärjestelmä ... 31
3.1.3 Mittausmatriisi... 32
3.2 Polttoprosessi ja näytteen tuottaminen ... 34
3.2.1 Polttolaitteet ... 34
3.2.2 Panokset ja olosuhteet ... 34
3.3 Näytteenkeräys ja laitteisto ... 35
3.3.1 Suodattimet ja niiden käsittely ... 35
3.3.2 Hiukkasmassan mittaaminen EN-PME-menetelmällä ... 36
3.3.3 Hiukkasmassan mittaaminen UEF/FINE-menetelmällä ... 38
3.3.4 Keräyksen aloittaminen ja lopettaminen... 39
3.3.5 Termis-optinen hiilianalyysi ... 39
3.3.6 Reaaliaikainen mustan hiilen pitoisuuden määritys ... 40
3.4 Laskenta ... 40
3.4.1 Mikrovaakatulosten olosuhdekorjaus ... 40
3.4.2 Virtauksen korjaus ... 41
4 Tulokset ja tulosten tarkastelu ... 42
4.1 Sondidepositioiden määritys EN-PME-sondista ... 42
4.2 Hiukkaspitoisuudet ja panosten välinen vertailu ... 43
4.3 Hiukkaspitoisuuksien ja hiukkasnäytteiden koostumusten välistä vertailua ... 46
4.4 Hiukkasmassapitoisuuksien vertailua ... 50
4.5 Tulosten luotettavuus ... 53
5 Yhteenveto ... 54
Lähdeluettelo ... 56
1 Johdanto
Puun pienpoltto, eli polttopuun käyttö kotitalouksissa sekä maatilojen ja palvelurakennusten
lämmittämisessä, on lisääntynyt viimeisten vuosikymmenien aikana (Tilastokeskus, 2021; Tilastokeskus, 2018). Puun käyttöä selvitettiin viimeksi lämmityskaudella 2016/2017, jolloin pientaloissa käytettiin polttopuuta yhteensä 6,9 miljoonaa kiintokuutiometriä. Käytetyn polttopuun energiasisältö oli 15,3 terawattituntia (TWh), mikä vastaa noin 4 % Suomen energiankulutuksesta vuonna 2017 (Luke, 2018;
Tilastokeskus, 2018). Kansallisen energia- ja ilmastostrategian mukaan puun pienpolton volyymiin ei odoteta tapahtuvan merkittäviä muutoksia vuoteen 2030 mennessä (Huttunen, 2017).
WHO on antanut ilmanlaadunohjearvot neljälle yleiselle ilmanlaatua huonontavalle yhdisteelle (WHO, 2006). Yhdisteet ovat pienhiukkasten ja hengitettävien hiukkasten massa (PM2,5 ja PM10), otsoni, typpidioksidi ja rikkidioksidi. Vielä julkaisemattomassa WHO:n uudessa ilmanlaaturaportissa mukana on viidentenä yhdisteenä hiilimonoksidi, eli häkä (WHO, 2020). Kiinteän polttoaineen palamisessa syntyy suoraan neljää näistä ilmansaasteista: hiukkasia, typpidioksidia, rikkidioksidia ja hiilimonoksidia.
Lisäksi otsonia syntyy välillisesti fotokemiallisessa reaktiossa auringonvalon ja esimerkiksi
typenoksidien välillä. (WHO, 2006.) Savolahti ym. (2019) arvioivat tutkimuksessaan laskennallisesti, että puun pienpoltto aiheuttaa 37 % kaikista suomen PM2,5-päästöistä ja 55 % kaikista mustan hiilen päästöistä (BC). Musta hiili on tärkeä komponentti erityisesti ilmaston lämpenemisen kannalta, koska se lämmittää alailmakehää (Bond ym. 2013). Pienhiukkasten tiedetään aiheuttavan terveyshaittoja (Papadogeorgou ym., 2019). Puun pienpoltosta tulevien pienhiukkasten osuus ilman pienhiukkasista on erityisen korkea esikaupunkialueilla lämmityskauden (lokakuu-maaliskuu) aikana, kun tiheästi asutulla alueella käytetään tulisijoja säännöllisesti. Vuosina 2005–2009 esikaupunkialueella lämmityskauden PM2,5-päästöistä 31–66 % oli peräisin puunpoltosta. (Saarnio ym., 2012.)
Puun pienpoltossa käytettäviä polttolaitteita ovat mm. leivinuunit, takat, klapi- ja pellettikäyttöiset kattilat ja saunan kiukaat (Tissari, 2008a). Tehdasvalmisteisille pienpolttolaitteille on vuodesta 2013 lähtien vaadittu CE-merkintä, jossa asetetaan vaatimukset hyötysuhteelle ja hiilimonoksidipäästöjen määrälle. Terveydelle haitallisille pienhiukkasille CE-merkintä ei aseta raja-arvoja. Vuoden 2022 alusta voimaan tulevassa kiinteää polttoainetta käyttävien paikallisten tilalämmittimien ekologista
suunnittelua koskevavasta ekosuunnitteludirektiivistä (2009/125/EY) annetussa komission asetuksessa
(2015/1185) määrätään hyötysuhteen ja hiilimonoksidipäästöjen lisäksi raja-arvot myös
hiukkaspäästöille, orgaanisille kaasumaisille yhdisteille sekä typen oksideille. Tämä koskee mm.
tehdasvalmisteisia takkoja ja kamiinoita, mutta ei saunan kiukaita ja paikalleen muurattavia leivinuuneja.
Asetuksessa mainitaan yleispiirteisesti kolme erilaista menetelmää, jolla hiukkaspäästöt voidaan määrittää. Vastaavanlaisia menetelmiä on ollut rinnakkaisessa käytössä jo vuosikymmenien ajan ja niistä on olemassa kansallisia standardeja (mm. VDI 2066; NS 3058; PD 6434). Menetelmät poikkeavat toisistaan suuresti, joten erilaisten menetelmien käyttö on aiheuttanut epätietoisuutta laitevalmistajille, viranomaisille ja tutkijoille, sillä tulokset eivät ole vertailukelpoisia. Ongelman ratkaisemiseksi
Euroopassa alettiin viime vuosikymmenen alussa kehittämään uutta menetelmää hiukkasten massan määrittämiseksi (Fraboulet, 2016). Uuden EN-PME-menetelmän vertailumittaukset muiden jo käytössä olevien menetelmien kanssa ovat käynnissä.
Tässä työssä on vertailtu erilaisia hiukkasten massan mittausmenetelmiä. Työ keskittyy
yhteiseurooppalaisen EN-PME-menetelmän ja tutkimuskäytössä olevan UEF/FINE-menetelmän vertailemiseen.
2 Kirjallisuuskatsaus
2.1 Puun palaminen ja päästöt
2.1.1 Puunpoltosta tulevat päästöt yleisesti
Puun pienpolton päästöjen arvioiminen ja mittaaminen on hankalaa, koska käytössä on monenlaisia polttolaitteita, polttotekniikoita ja erilaisia puupohjaisia polttoaineita (eri puulajien klapit, pelletit, briketit, hake). Nämä kaikki tekijät vaikuttavat polton kaasu- ja hiukkaspäästöihin. Lisäksi hiukkasten ominaisuudet (mm. koko, kemiallinen koostumus ja morfologia) vaihtelevat erilaisissa
palamisolosuhteissa (Tissari ym., 2008a). Käyttäjä vaikuttaa päästöihin kerrallaan syötettävän polttoainemäärän, klapikoon, puulajin, sytytystavan, polttoaineen lisäysten ajoituksen sekä ilman säätöjen kautta. Käyttötavan osalta on havaittu, että huono polttotapa voi moninkertaistaa syntyvät hiukkaspäästöt (Frey ym., 2009; Schmidl ym., 2011; Tissari ym., 2008b; Tissari ym., 2009). Tissari ym.
(2019a) selvittivät polttolaitteiden välisiä eroja määrittämällä 10 eri kaupallisesti saatavilla olevan saunan kiuasmallin päästöt, ja havaitsivat niiden olevan kaikilla omanlaisensa, eikä selkeitä syitä päästöjen erilaiselle muodostumiselle pystytä vielä sanomaan.
2.1.2 Puun palaminen
Palaminen on prosessi, jossa polttoaine reagoi hapen kanssa vapauttaen lämpöenergiaa. Puun palaminen jakautuu useisiin eri vaiheisiin. Ensin puu lämpenee ja kuivuu, jonka jälkeen se kaasuuntuu pyrolyysissä. Pyrolyysikaasut syttyvät joko itsestään riittävän korkeassa lämpötilassa, tai ne sytytetään, jolloin ne hapettuvat palamisilman hapen kanssa eli palavat. Pyrolyysin jälkeen seuraa jäännöshiilen palaminen. Lopulta jäljellä on enää tuhkaa ja hieman jäännöshiiltä. Pienpoltossa usein käytetyt klapit voivat olla niin suuria, että nämä palamisen vaiheet tapahtuvat samanaikaisesti, jolloin klapin pinta palaa, kun sisäosa vielä kuivuu. (Raiko ym., 2002)
Täydellisessä palamisessa polttoaineen hiili (C), vety (H) ja happi (O) muodostavat ainoastaan hiilidioksidia (CO2) ja vettä (H2O). Puun palaminen pienpolttolaitteessa on kuitenkin aina osittain
epätäydellistä johtuen matalasta palamislämpötilasta, palamisilman heikosta saannista tai
palamiskaasujen ja ilman huonosta sekoittumisesta. (Tissari, 2008a) Puun poltosta aiheutuukin paljon terveydelle ja ilmastolle haitallisia kaasu- ja hiukkaspäästöjä (Boman ym., 2003; Savolahti ym., 2019).
Näitä ovat mm. hiukkaset, hiilimonoksidi (CO), kaasumaiset orgaaniset hiiliyhdisteet (OGC),
typpimonoksidi (NO) ja typpidioksidi (NO2) (ns. typen oksidit (NOx), rikkidioksidi (SO2) sekä vetykloridi (HCl) (Tissari ym., 2008a; Lamberg ym., 2013).
2.1.3 Hiilimonoksidipäästöt
Hiilimonoksidia (CO), eli häkää muodostuu etenkin epätäydellisessä palamisessa. Eniten häkää syntyy sytytyksessä ja hiillosvaiheessa, kun polttoaineen ja palamisilman sekoittuminen on huonoa ja
hapettuminen tapahtuu vain osittain, jolloin syntyy hiilimonoksidia hiilidioksidin sijasta. Ilmakehässä hiilimonoksidi hapettuu lopulta hiilidioksidiksi (CO2) vapaiden radikaalien (pääasiassa OH-)
vaikutuksesta. (Flagan ja Seinfield, 1988.)
2.1.4 Rikkipäästöt
Rikkipäästöjen määrä riippuu polttoaineessa olevan rikin määrästä. Rikkipäästöt eivät ole yleensä mukana puun polton päästöjä selvittävissä tutkimuksissa, koska puun rikkipitoisuus on hyvin pieni.
Sen sijaan kivihiilen, turpeen ja öljyn rikkipitoisuudet voivat olla huomattavasti suurempia, jolloin rikkidioksidipäästötkin ovat suurempia. Polttoaineen rikki ei muodosta ainoastaan rikinoksideja, vaan pieni osa voi sitoutua tuhkan alkali- ja maa-alkalimetalleihin. (Raiko ym., 2002.) Lamberg ym. (2013) havaitsivat tutkimuksessaan, että pelkkää puuta ja kuorta sisältävien pellettien SO2 -päästöt olivat hyvin matalat, aivan mittalaitteen (FTIR) mittausrajalla, mutta olkea ja turvetta sisältävien pellettien poltosta tulee selkeästi havaittavat rikkidioksidipäästöt, korkeimmillaan 100 mg/MJ.
2.1.5 Typpipäästöt
NOx –päästöistä noin 95 % tai enemmän koostuu NO:sta ja vain alle 5 % NO2:sta, mutta ilmakehään päästyään suurin osa typpimonoksidista hapettuu edelleen typpidioksidiksi. Tämän vuoksi NO- ja NO2-päästöt ovat vaikutuksiltaan hyvin samankaltaisia, joten niistä puhuttaessa tai niitä mitattaessa
käytetään yhteistä nimitystä typenoksidit, NOx. Typenoksidit voivat syntyä poltossa monella eri tavalla.
Termistä NO:ta, eli typpimonoksidin muodostumista palamisilman typestä alkaa muodostua
merkittävästi vasta yli 1400 °C lämpötilassa. (Raiko ym., 2002.) Puun pienpoltossa savukaasun typen oksidit ovat suurimmaksi osaksi peräisin polttoaineen typestä, eikä termistä NO:ta pääse
muodostumaan, koska pienpolttolaitteissa palamislämpötilat ovat harvoin riittävän korkeita (Tissari ym., 2019a).
2.1.6 Hiukkaspäästöt Hiukkasten muodostuminen
Hiukkaset koostuvat kolmesta pääkomponentista: mustasta hiilestä (BC), epäorgaanisesta tuhkasta, ja kondensoituneesta orgaanisesta materiaalista (POM, particulate organic matter) (Nussbaumer ym., 2008; Boman ym., 2003) Musta hiili syntyy tulipesässä liekin vähähappisissa osissa ja suurin osa siitä palaa liekin ulkovyöhykkeellä happirikkaissa osissa. Epäorgaaninen tuhka jaetaan kahteen fraktioon:
pienhiukkastuhkaan ja karkeaan pohjatuhkaan. Pienhiukkastuhka muodostuu vaiheittain tulipesässä homogeenisessä nukleaatiossa siten, että ensin syntyvät metallioksidit (ZnO kondensoituu noin 1100
℃ lämpötilassa), sitten sulfaatit (K2SO4 kondensoituu noin 900 ℃) ja lopuksi kloridit (KCl kondensoituu noin 600 ℃). (Sippula, 2010.) Karkeat tuhkahiukkaset ovat pääasiassa palamatta jäänyttä polttoainetta, joka voi virtausten mukana kulkeutua savukaasukanavaan ja sieltä ulos. (Boman ym., 2004.) Tuhkan muodostuminen riippuu polttoaineen tuhkaa muodostavien aineiden pitoisuuksista, eikä sen syntymiseen voi vaikuttaa polttoprosessia parantamalla (Raiko ym., 2002).
Kuvassa 1 on esitetty poltossa syntyvät yhdisteet, niiden luokittelua ja hiukkasten muodostumis- ja muuntumisreitit savukaasussa ja ympäröivässä ilmassa. Pienimmät poltossa syntyvät hiukkaset muodostuvat homogeenisessä nukleaatiossa (pienhiukkastuhka), jossa poltosta vapautuneet höyrymäiset aineet kulkeutuvat jäähtyvän kaasun mukana muodostaen ylikylläistä höyryä, joka tiivistyessään muodostaa hiukkasia. Nukleaatiossa syntyneiden hiukkasten koko on vain muutamia nanometrejä. Jotta nukleoitumista voisi tapahtua, täytyy lämpötilan muutoksen olla nopea ja olemassa olevia hiukkasia hyvin vähän. Tämän vuoksi nukleaatiota tapahtuu erityisesti tulipesässä, mutta
savukaasukanavassa ei enää juurikaan, sillä olemassa olevia hiukkasia on niin paljon, että kaasumaiset yhdisteet suurimmaksi osaksi tiivistyvät niiden pinnalle. (Sippula, 2010.) Savukaasussa vielä
kaasumaisessa muodossa olevat yhdisteet voivat lämpötilan laskiessa tiivistyä suurempien hiukkasten pinnalle kondensaation vaikutuksesta, jolloin hiukkasten koko kasvaa edelleen. Lisäksi hiukkasia voi muodostua koagulaation kautta, missä kaksi hiukkasta törmää toisiinsa muodostaen yhden hiukkasen.
(Raiko ym., 2002.)
Kuva 1. Kaaviokuva palamisprosessissa syntyvistä yhdisteistä ja hiukkasten muodostumis- ja muuntumisreiteistä savukaasussa ja ympäröivässä ilmassa. (Muokattu lähteestä Fraboulet, 2016)
Hiukkasten fysikaaliset ominaisuudet
Puun pienpoltossa syntyvien hiukkasten koko vai vaihdella hyvin paljon. Pienimmät hiukkaset ovat halkaisijaltaan noin 1–2 nm ja suurimmat 100 µm. Pienimmät hiukkaset ovat melkein samaa kokoluokkaa kuin kaasumolekyylit (0,2–0,6 nm). Käytännöllinen ero pienen hiukkasen ja
kaasumolekyylin välillä on se, että hiukkasen törmätessä esteeseen se tarttuu, mutta kaasumolekyylin törmäykset ovat kimmoisia ja törmätessä esteeseen, se pomppaa takaisin ja jatkaa virtauksen mukana.
Yli 100 µm halkaisijaltaan olevat kappaleet laskeutuvat gravitaation vaikutuksesta maahan nopeasti, joten niitä ei enää luokitella hiukkasiksi. (Raiko ym., 2002.) Hiukkaset jaetaan kokonsa perusteella karkeisiin hiukkasiin (aerodynaaminen halkaisija dp > 10 µm), hengitettäviin hiukkasiin (dp < 10 µm, PM10), pienhiukkasiin (dp < 2.5 µm, PM2,5) ja ultrapieniin hiukkasiin (dp < 0.1 µm, PM0,1). Puun pienpoltossa hiukkasten keskimääräinen koko vaihtelee palamisvaiheen mukaan, mutta on yleensä
hyvin pieni. Lukumääräkokojakauman mukaan koko polton keskimääräinen hiukkaskoko on 80–150 nm ja hiillosvaiheessa 50–100 nm. (Tissari ym., 2005; Tissari ym., 2008b.)
Hiukkasten kemialliset ominaisuudet
Puun pienpoltossa syntyvät hiukkaspäästöt ovat sekoitus kiinteitä hiukkasia ja nestemäisiä pisaroita, joiden ulkomuoto ja koostumus vaihtelevat suuresti (Nussbaumer ym., 2008; Tissari ym., 2008a;
Lamberg ym., 2011a). Hiukkasmassan muodostavat pääkomponentit (musta hiili, epäorgaaninen tuhka ja orgaaniset hiukkaset) sisältävät tarkemmin eriteltyinä mm. hiiltä, hiilivetyjä, nitraatteja, sulfaatteja, sinkkiä, klooria, kaliumia, natriumia, sekä monia muita metalleja (Lamberg ym., 2011a).
Pienhiukkastuhka muodostuu homogeenisessä nukleaatiossa polttoaineen sisältämistä voimakkaasti haihtuvista aineista, kuten alkalimetalleista, sulfaateista ja klorideista.
2.1.7 Orgaaniset kaasu-, ja hiukkaspäästöt sekä PAH-yhdisteiden päästöt
Puun pienpoltossa, erityisesti huonon palamisen yhteydessä, syntyy paljon erilaisia orgaanisia
hiilivetypäästöjä (CxHy), kun osa puun kaasuuntumistuotteista jää palamatta loppuun. Orgaanista hiiltä ovat pääsääntöisesti yhdisteet, joissa hiili on kemiallisesti sitoutunut vetyyn ja yksinkertaisimpia orgaanisia yhdisteitä ovat alkaanit. Orgaaniset yhdisteet voivat olla savukaasussa osittain hiukkas- ja osittain kaasufaasissa kiehumispisteensä mukaan. (Tissari, 2008b) Kaasumaisista orgaanisista
hiilivetypäästöistä käytetään usein nimitystä haihtuvat orgaaniset yhdisteet (VOC) (McDonald ym., 2000). Haihtuvat orgaaniset yhdisteet jaetaan yleensä kiehumispisteensä mukaan erittäin haihtuviin (VVOC), haituviin (VOC) ja puolihaihtuviin (SVOC). Orgaaniset yhdisteet voivat olla myös
hiukkasfaasissa, jolloin puhutaan orgaanisista hiukkasista (POM, particulate organic matter). (WHO, 1989.)
Kaasumaisten orgaanisten yhdisteiden osalta pienpolton päästömittauksissa mitataan usein kokonaishiilivetypitoisuutta (THC, total hydrocarbon) liekki-ionisaatiodetektorilla (FID). Lisäksi mm.
Fourier-muunnos-infrapunaspektrometrillä (FTIR) voidaan mitata yksittäisten orgaanisten yhdisteiden pitoisuuksia. (mm. Lamberg ym., 2013; Hartikainen ym., 2018; Tissari ym., 2019a.) Tissari ym. (2019a) havaitsivat, että saunan kiukaiden VOC-päästöt koostuivat yli 80 %:sti kuudesta yksittäisestä
yhdisteestä, jotka olivat metaani (23.9 %), propaani (14.3 %), bentseeni (12.4 %), etyleeni (11.1 %), etaanihappo (9.6 %) ja 1,3-butadieeni (9.3 %). VOC-yhdisteiden on havaittu muodostavan ilmakehässä sekundäärisiä orgaanisia aerosoleja (SOA), joilla voi olla erilaisia vaikutuksia ympäristöön kuin
alkuperäisillä päästöillä (Bruns ym. 2016; Hartikainen ym. 2018).
Polysykliset aromaattiset hiilivedyt, eli PAH-yhdisteet ovat hiilen ja vedyn polymerisoituneita
rengasrakenteita, joiden perusrakennemolekyylinä on bentseenirengas (C6H6). Kiinteän polttoaineen polton yhteydessä syntyvät PAH-yhdisteet voivat olla palamatta jääneitä primäärisen pyrolyysin PAH- yhdisteitä, sekundäärisessä pyrolyysissä syntyneitä tai palamisen yhteydessä kevyistä hiilivedyistä muodostuneita. (Raiko ym., 2002) Puu ei kuitenkaan sisällä PAH-rakenteita, joten PAH-yhdisteitä ei juurikaan synny puunpolton primääripyrolyysissä. Sen sijaan sekundääripyrolyysin korkeissa
lämpötiloissa syntyy suurin osa puunpolton PAH-päästöistä (Nuutinen, 2016). Primäärisessä
pyrolyysissä polttoaineen suuret molekyylit hajoavat 200–600 °C lämpötilassa primääriseksi hiillokseksi sekä kondensoituviksi ja kondensoitumattomiksi kaasuiksi. Sekundäärinen pyrolyysi tapahtuu
primääristä pyrolyysiä korkeammassa lämpötilassa (300–900 °C) ja siinä pyrolysoitumista tapahtuu sekä kaasufaasissa että kiinteässä faasissa. (Basu, 2013.) PAH-yhdisteitä syntyy etenkin epätäydellisessä palamisessa (Tissari ym., 2008b; Tissari ym., 2009) ja pitkään on jo tiedetty, että osa PAH-yhdisteistä on karsinogeenejä eli syöpää aiheuttavia yhdisteitä (Raiko ym., 2002; Straif ym., 2005). Poltossa PAH- yhdisteet ovat yleensä kondensoituneina hiukkasten pinnalle, mutta voivat esiintyä myös kaasufaasissa (Nuutinen, 2016). Usein PAH-analyysi tehdäänkin kerätystä hiukkasnäytteestä (Tissari ym. 2019a).
2.2 Hiukkasten massan mittaaminen
Hiukkasten massan mittaamisessa käytettävät menetelmät voidaan lajitella karkeasti kolmeen ryhmään, jotka eroavat perustavanlaatuisesti toisistaan. Yksi tapa on kerätä hiukkaset suoraan kuumasta laimentamattomasta savukaasusta (ns. kuumakaasumenetelmä), toinen tapa on laimentaa koko savukaasutilavuus ja kerätä hiukkasnäyte sieltä (ns. kokovirtalaimennus menetelmä) ja kolmas tapa on laimentaa vain pieni osa savukaasutilavuudesta ja kerätä hiukkasnäyte sieltä (ns.
osavirtalaimennus menetelmä). (Reichert ja Schmidl, 2018.) Euroopan Unionin
ekosuunnitteludirektiivistä (2009/125/EY) annetussa asetuksessa (2015/1185) kiinteää polttoainetta
käyttävien paikallisten tilalämmittimien ekologista suunnittelua koskevien vaatimusten osalta mainitaan kolme menetelmää, joilla hiukkasten massan voi määrittää. Yksi menetelmistä on ns.
kuumakaasumenetelmä ja kaksi muuta menetelmää ovat ns. kokovirtalaimennusmenetelmiä, joissa toisessa hiukkaset kerätään perinteiselle suodattimelle ja kolmannessa hiukkaset kerätään
sähkösuodattimen avulla. Eri menetelmät mittaavat eri hiukkasfraktioita eri tavoilla, joten menetelmille on annettu omat päästöraja-arvot. Tämän seurauksena eri menetelmillä saatuja
hiukkasmassapitoisuuksia ei voida vertailla keskenään. Direktiivissä mainittujen menetelmien lisäksi tutkimuksissa on käytössä muitakin menetelmiä, joista esimerkkinä Tissari ym. (2007) kehittämä
menetelmä, jossa käytetään osavirtalaimennusta ja kahta eri laimennustekniikkaa peräkkäin (ks. 3.4.3).
EN-PME-TEST-hankkeessa viime vuosikymmenen alkupuolella suunniteltiin yhtenevää menetelmää hiukkasten mittaamiseksi koko Euroopassa. Menetelmälle asetettiin seuraavat reunaehdot:
1. menetelmässä tulee olla alhainen määritysraja (LOQ low level quantification), koska hiukkasmassan raja-arvot tiukentuvat tulevaisuudessa, joten menetelmän pitäisi pystyä havaitsemaan alhaiset päästöt hyväksyttävällä tarkkuudella
2. menetelmän tulee ottaa huomioon haihtuvat orgaaniset yhdisteet (VOC)
3. menetelmän tulee ottaa huomioon myös pienet hiukkaset (10 nm:n asti), koska niillä on havaittu olevan haitallisia terveysvaikutuksia.
4. menetelmän epävarmuustekijät tulee määrittää valmisteluvaiheessa tarkasti
5. menetelmän tulee olla vertailtavissa olemassa olevien standardimenetelmien kanssa 6. menetelmän tulee olla helposti omaksuttava kaikille (valmistajat, kehittäjät, asentajat,
testilaboratoriot, päätöksentekijät)
7. standardoitu menetelmä on tarkoitettu ensisijaisesti testauslaboratorioihin, mutta menetelmään pitää olla soveltuva myös tuotekehitystarkoitukseen
8. matalat investointikustannukset testauslaboratorioille. (Fraboulet, 2016)
Projektin tuloksena tuotettiinkin konsepti (nk. EN-PME-menetelmä, ks. kpl 2.4.3.2), jota vertaillaan parhaillaan testauslaboratorioissa eri puolilla Eurooppaa. Menetelmässä on kuitenkin monia epäkohtia, joten edellä mainitut vaatimukset eivät näyttäisi täyttyvän.
2.2.1 Hiukkasmassan muutokset savukaasukanavassa
Hiukkasmassapäästöjen mittaaminen on hyvin vaikeaa savukaasussa hiukkasille tapahtuvien kemiallisten ja fysikaalisten prosessien vuoksi. Hiukkasmassan koostumus ja määrä vaihtelevat savukaasukanavassa pääasiassa lämpötilan muutoksen vaikutuksesta, mutta myös hiukkasten depositio polttolaitteeseen, savukanaviin ja näytelinjoihin vaikuttaa lopulliseen mitattuun hiukkasmassaan. Savukaasun lämpötila heti tulipesän jälkeen on korkea, mutta laskee nopeasti polttolaitteen savukanavissa ja savukaasukanavassa merkittävästi ja jäähtyy ilmakehässä nopeasti ympäröivään lämpötilaan. Kuvassa 2 on havainnollistettu lämpötilan vaikutusta orgaanisten yhdisteiden muuntumiseen sekä mitatun hiukkasnäytteen koostumukseen eri lämpötiloissa.
Kuva 2. Havainnollistava kuva lämpötilan vaikutuksesta hiukkasten mittaamiseen ja hiukkasnäytteen koostumukseen. Orgaaniset kaasumaiset yhdisteet (OGC) kondensoituvat hiukkasfaasiin lämpötilan laskiessa. Todellisuudessa lämpötila tippuu hyvin nopeasti tulipesän jälkeen, eikä lineaarisesti, kuten kuvassa on esitetty. (Muokattu lähteestä Schön ja Hartmann, 2018)
Hiukkasmassan pääkomponentit (musta hiili, epäorgaaninen tuhka ja orgaaniset hiukkaset) käyttäytyvät tulipesässä ja savukanavissa eri tavoilla. Palamatta jäänyt musta hiili on hyvin pienikokoista ja lämmönkestävää, joten sen pitoisuus pysyy savukaasukanavan laskevissa lämpöolosuhteissa lähestulkoon muuttumattomana (Bond ym., 2013). Myös epäorgaanisen
pienhiukkastuhka on hyvin pientä, joten sen pitoisuus pysyy lähes muuttumattomana. Orgaanisten hiukkasten pitoisuudet kasvavat kondensoitumisen vuoksi savukaasun lämpötilan laskiessa.
Näytteenkeräyslämpötila voi vaikuttaa kerätyn hiukkasmassan suuruuteen, koska matalissa
lämpötiloissa orgaaniset yhdisteet ovat enemmän hiukkasmuodossa kuin korkeissa lämpötiloissa.
Osa hiukkasista jää savukanaviin. Kaikkein pienimmillä hiukkaskoilla depositioituminen johtuu pääasiassa hiukkasten diffuntoitumisesta savukanavan seinämiin. Lisäksi sähköiset voimat ja lämpötilaeroista johtuvat voimat aiheuttavat hiukkasten depositioitumista kanaviin. (Hinds, 1999.) Karkean pohjatuhkan pitoisuus laskee savukaasukanavassa ylöspäin mentäessä, koska osa tuhkasta laskeutuu painovoiman vaikutuksesta takaisin alas ja osa impaktoituu savukanaviin. Pohjatuhkan hiukkaskoko on yli 1 µm ja sen määrä savukaasussa riippuu täysin savukanavien pituudesta ja virtausnopeuksista (Tissari ym., 2019b).
2.2.2 Hiukkasmassan mittaaminen kuumasta savukaasusta
Mittausmenetelmiä, joissa hiukkasnäyte kerätään suoraan kuumasta laimentamattomasta
savukaasusta (ns. kuumakaasumenetelmät), on käytössä mm. Yhdysvalloissa, Saksassa ja Itävallassa (US EPA Method 5H; Verein Deutscher Ingenieure, 2006). Lisäksi Euroopassa on olemassa standardi (Residential solid fuel burning appliances – Part 1: General requirements and test methods, EN 16510- 1:2013), jossa yksi tapa hiukkasnäytteen keräämiseen on suoraan kuumasta savukaasusta.
Yhteiseurooppalaisen kehitystyön tuloksena valmisteltu EN-PME-menetelmä kuuluu myös näihin kuumasta kaasusta mittaaviin menetelmiin.
Kuumakaasumenetelmä on laitteistoltaan suhteellisen kevyt. Kuvassa 3 on kaaviokuva Saksassa ja Itävallassa käytössä olevasta VDI 2066-1 -standardin mukaisesta menetelmästä. Menetelmässä näyte imetään vakuumipumpulla savukaasusta suuttimen kautta näytelinjaan ja edelleen kuumennetulle suodattimelle (120 °C EPA, 160 °C VDI ja 180 °C EN). Linjaan on lisäksi asennettu näytekaasun
kuivaamista varten esimerkiksi silikageeliä sisältävä suodatinpatruuna. Suuttimen asento
savukaasukanavassa riippuu menetelmästä, ja EN-PME-menetelmää lukuun ottamatta suutin on asetettu virtausta vastaan. Virtausta vastaan oleva suutin mahdollistaa isokineettisen näytteenoton, jota käytetään mm. VDI 2066-1-standardin mukaisessa menetelmässä. Todellisuudessa pienpoltossa virtaus vaihtelee ja on yleensä niin pieni, että manuaalisesti virtausten seuraaminen ja keräysnopeuden muuttaminen on erittäin työlästä, eikä isokineettisyydestä ole takeita (Miettinen ym. 2012).
Suodatinmateriaalina kuumakaasumenetelmissä käytetään kvartsia tai lasikuitua, ja suodattimia on joko yksi tai kaksi peräkkäin riippuen menetelmästä. Kvartsisuodatinta käytetään, jos on odotettavissa korkeita SO3-pitoisuuksia (VDI 2066-1). Esisuodattimen käyttö on myös mahdollista testattaessa polttolaitteita, joissa tiedetään olevan korkeat päästöt. Laitteisiin jääneet depositiot puhdistetaan kaikissa menetelmissä, mutta vain osassa niiden massa määritetään ja otetaan huomioon päästönä.
Taulukossa 1 on eritelty tarkemmin menetelmien välisiä eroja.
Kuva 3. Saksalais/itävaltalaisen menetelmän kaaviokuva. 1: testattava laite, 2: savukaasukanava, 3:
eristeet, 4: näytteenkeräyssondi ja lämpöeristetty linja, 5: hiukkassuodatin, 6: veden erotiin, 7:
silikageeli suodatin, 8: hienosuodatin, 9: pumppu, 10: virtausmittari. (Muokattu lähteestä VDI 2066-1)
Taulukko 1. Kuumakaasumenetelmien ominaisuuksia. (Muokattu Schön ja Hartmann, 2018) Menetelmä VDI 2066-1 (Saksa
ja Itävalta)
US EPA 5H (USA)
EN 16510-1 (Eurooppa)
EN-PME (Eurooppa)
Suuttimen asento 180°, virtausta vastaan
180°, virtausta vastaan
180°, virtausta vastaan
90°, kohtisuoraan virtaukseen nähden Suuttimen koko Vähintään 8 mm Ei määritelty 10 mm 8 mm
Isokineettinen näytteenotto
Kyllä Ei määritelty Ei määritelty Ei
Suodatin materiaali
Kvartsikuitu tai lasikuitu
Lasikuitu Kvartsikuitu EN 13284-1 -standardin mukainen (tässä
tutkimuksessa käytettiin kvartsia)
Suodatuskyky 99.5 % 0,3 µm ja 99.9 % 0,6 µm hiukkasille
Ei määritelty 99,95 % 0.3 µm hiukkasille
99,95 % 0,3 µm hiukkasille
Suodattimien määrä
1, suurissa päästöissä lisänä kvartsivilla tuppo
2 1 1
Suodattimen halkaisija
50 mm Ei määritelty Ei määritelty Ei määritelty Keräyslämpötila Vähintään 160 ℃ Ensimmäinen
suodatin alle 120
℃, toinen suodatin ja törmäyslevyt alle 20 ℃
Enintään 160 ℃ 170–190 ℃
Suodattimen esi- ja jälkikäsittely lämpötilat
Esikäsittely 180 ℃ tunnin ajan, jälkikäsittely 160 ℃ tunnin ajan, säilytys aina eksikaattorissa vähintään 8 tuntia
- 180 ℃ tunnin
ajan ja vähintään 4 tuntia
eksikaattorissa
Esikäsittely 200 ℃ tunnin ajan ja vähintään 8 tuntia eksikaattorissa,
jälkikäsittely 180 ℃ tunnin ajan ja vähintään 4 tuntia eksikaattorissa
Sondin huuhtelu Kahdesti vedellä ja kerran asetonilla.
Depositiot lisätään massaan
Ei määritelty Asetonilla, depositioita ei huomioida pitoisuudessa
Depositiot näytelinjasta ja suodatinpesästä
puhalletaan paineilmalla esikäsitellylle suodattimelle ja massa otetaan
huomioon
Orgaaniset yhdisteet ovat kuumakaasumenetelmissä ongelmallisia, koska näytteenkeräyslämpötilat voivat vaihdella ja orgaanisten yhdisteiden olomuoto riippuu lämpötilasta. Tällöin hiukkasmuodossa olevat orgaaniset yhdisteet jäävät suodattimelle, mutta kaasumuodossa olevat menevät suodattimen läpi. EPA 5H-menetelmässä on yritetty ratkaista ongelma laittamalla kaksi suodatinta sarjaan ja asentamalla törmäyslevyjä (impingers) siten, että jälkimmäinen suodatin ja törmäyslevyt pidetään viileinä jäähauteen avulla, jolloin orgaaniset yhdisteet kondensoituvat ja tarttuvat levyihin tai
suodattimeen, joiden massa voidaan määrittää gravimetrisesti. EN-PME- ja EN 16510-menetelmissä orgaaniset yhdisteet pyritään ottamaan huomioon mittaamalla kaasumaisten orgaanisten yhdisteiden osuus liekki-ionisaatiodetektorilla (FID). Ajatuksena tässä on, että orgaanisten yhdisteiden mittaus tehdään samassa lämpötilassa hiukkaskeräyksen kanssa, jolloin vältytään mittaamasta niitä kahteen kertaan ja toisaalta varmistetaan, että mitään ei jää havaitsematta. (Schön ja Hartmann, 2018.) Todellisuudessa FID:llä mitattu orgaanisten kaasumaisten yhdisteiden määrä ei kuitenkaan kerro todellista kuvaa orgaanisten hiukkasten määrästä savukaasukanavissa.
EN-PME-menetelmä
EN-PME-menetelmässä primääriset hiukkaset kerätään 180 ℃ lämpötilaan lämmitetylle suodattimelle ja orgaaniset kaasumaiset yhdisteet mitataan liekki-ionisaattoridetektorilla (FID) samassa lämpötilassa.
Kuvan 9 vasemmassa laidassa on esitetty kaaviokuva EN-PME-mittausjärjestelmästä.
Hiukkaskeräyksessä savukaasua imetään savukaasukanavasta vakuumipumpulla lämmitettyä ruostumattomasta teräksestä valmistettua vastusputkea (pituus 2 m, halkaisija 8 mm) pitkin
lämmitetyn suodatinpesän sisällä olevan suodattimen läpi. Hiukkaset jäävät suodattimelle ja kaasut menevät läpi. Hiukkaskeräyslinjassa on lisäksi kosteuden poistamiseksi lauhdutin, sekä esimerkiksi silikageeliä sisältävä kuivain ja virtauksensäädin. Virtaus pidetään vakiona 0,6 Nm3/h.
Hiukkasmassamittauksen näytteenottolinjat ja suodatinpesä on suunniteltu siten, että näytteen lämpötila saadaan pidettyä 180 ℃ (± 10 ℃), kun savukaasun lämpötila on välillä 40 ℃ ja 400 ℃.
Orgaanisten kaasumaisten yhdisteiden (OGC) mittauksessa käytetty näytelinja pidetään 180 ℃
lämpötilassa. Linjan alussa on hiukkassuodatin, jolla estetään hiukkasten pääsy FID:iin. Lämpötilaksi on sovittu 180 ℃, koska se on yleisesti käytetty lämpötila FID:ssä ja tällöin PTFE (polytetrafluoroeteeni) komponenttien käyttö on vielä mahdollista. (Fraboulet, 2016.) Menetelmän määritysrajaksi on asetettu
5–200 mg/Nm3 13 % happeen redusoituna hiukkasmassapitoisuudelle ja 5-1000 mg/Nm3 13 % happeen redusoituna OGC:lle (Schön ja Hartmann, 2018).
Suodatinmateriaalin tulee olla standardin EN13284-1 mukainen ja suodatustehokkuuden pitää olla yli 99,95 % 0,3 µm kokoisille hiukkasille. Ennen keräystä suodattimet pitää esikäsitellä 200 ℃ lämpötilassa tunnin ajan, jonka jälkeen niiden annetaan jäähtyä huoneenlämpöiseksi eksikaattorissa (8 h) ennen alkupunnitusta. Keräyksen jälkeen suodatin laitetaan tunniksi 180 ℃:n lämpötilaan, jonka jälkeen sen annetaan jäähtyä huoneenlämpöiseksi eksikaattorissa (8 h) ennen loppupunnitusta. Punnitus tulee tehdä standardin EN 13284-1 mukaisesti, mutta käyttäen kuitenkin vaakaa, jonka tarkkuus on 0,01 mg.
(Fraboulet ym. 2016)
EN-PME-menetelmän kehitysvaiheessa sondidepositiot määritettiin huuhtelemalla sondi mittauksen jälkeen vedellä ja asetonilla, kuivattamalla huuhteluaineet pois ja määrittämällä jäljelle jäänyt massa gravimetrisesti. Depositiomassan osuus näytteen massasta vaihteli 5 % ja 30 %:n välillä. Koska huuhtelumenetelmä koettiin työlääksi, kehitettiin vaihtoehdoksi yksinkertaisempaa
puhallusmenetelmää. Menetelmässä sondiin kertyneet depositiot määritetään mittauksen jälkeen paineilman avulla. Paineilmaa puhalletaan sondin ja suodatinpesässä olevan suodattimen läpi, jonka jälkeen suodatin käsitellään samoin kuin edellä kuvatut keräyksessä käytettävät suodattimet.
Kehitysvaiheessa puhallusmenetelmällä pystyttiin määrittämään keskimäärin 63 % huuhtelemalla määritetyn deposition massasta. Koska sondiin jäänyt depositio oli kokonaisuudessaan korkeintaan 30
% kokonaismassasta, saatiin puhallusmenetelmällä kerättyä ainakin 90 % kokonaismassasta, mitä menetelmän kehittäjät pitivät riittävänä tarkkuutena. (Fraboulet, 2016.)
EN-PME-menetelmässä ei käytetä esierotinta suurten hiukkasten poistamiseksi. Hiukkaskeräyksen näytteenottolinja on asetettu 90°:n kulmaan savukaasun virtaussuuntaan nähden, eikä suoraan virtausta vastaan (180°) tai virtauksen suuntaisesti (0°) (kuva 4). On havaittu, että näytelinjan ollessa 90°:n kulmassa, suuria hiukkasia päätyy näytelinjaan vähemmän kuin silloin, kun näytelinja on virtausta vastaan (kulma 180°). Suuria hiukkasia kuitenkin pääsee satunnaisesti näytteenottolinjaan aiheuttaen hajontaa tuloksiin. Paras suuttimen asento suurten hiukkasten leikkaamiseksi pois näytteestä olisi asettaa suutin virtauksen suuntaisesti (0°), jolloin näytelinjaan tuleva savukaasu, joutuu tekemään 180°:n käännöksen. Tällöin pienet hiukkaset seuraavat virtausta näytelinjaan, mutta suuret hiukkaset
jatkavat eteenpäin niiden suuremman inertian vuoksi. EN-PME-menetelmässä on kuitenkin päätetty käyttää 90°:n kulmaa 0°:n kulman sijaan, koska tällöin on epätodennäköisempää, että suutin
suunnataan väärin savukaasukanavassa, kulmaan jäävät depositiot eivät ole ongelmana ja suuttimen asentaminen ja puhdistaminen on helpompaa. (Fraboulet, 2016.)
Kuva 4. Näytteenottolinjan asento savukaasukanavassa. Musta nuoli kuvaa savukaasun virtaussuuntaa ja punainen nuoli näytteen suuntaa. (Muokattu lähteestä Fraboulet, 2016)
2.2.3 Hiukkasmassan mittaaminen laimennetusta savukaasusta Laimentamisen vaikutus hiukkasiin
Lämpötilalla on suuri vaikutus hiukkasiin kuumakaasumenetelmien lisäksi myös laimennusta
käyttävissä menetelmissä (Kuva 5). Kuumassa laimennuksessa laimennusilma on saman lämpöistä kuin savukaasu, jolloin kondensoitumista ei juurikaan tapahdu. Uusia hiukkasia voi syntyä nukleoitumalla etenkin, kun savukaasussa on rikkiyhdisteitä, laimennus on hidasta tai olemassa olevien hiukkasten pitoisuus on matala. Kylmässä laimennuksessa savukaasua laimennetaan kylmällä ilmalla, jolloin orgaanisten yhdisteiden kondensoituminen olemassa olevien hiukkasten pinnalle on hyvin
voimakasta. Myös nukleoitumista ja adsorboitumista voi tapahtua. Vaiheittaisessa laimennuksessa pyritään kontrolloidusti laimentamaan hiukkasnäytettä siten, että se mahdollisimman hyvin vastaisi todellista hiukkaspäästöä. Nopea ensilaimennus kuumalla ilmalla estää kontrolloimattoman
kondensoitumisen ja hidastaa koaguloitumista. Toisiolaimennus kylmällä ilmalla jäähdyttää näytteen, jolloin näytteen sisältämät orgaaniset yhdisteet kondensoituvat. Vaiheittaisessa laimennuksessa hiukkashäviöt saadaan pienemmiksi kuin kuumassa tai kylmässä laimennuksessa. Laimennusilmana tulee käyttää hiukkas- ja öljyvapaata ilmaa, jotta näytteen laatu säilyy. (Miettinen ym. 2012.) Lipsky ja Robinson (2006) tutkivat laimennuskertoimen vaikutusta pienhiukkaspitoisuuteen ja he havaitsivat,
että pienhiukkaspitoisuus laski, kun laimennuskerrointa kasvatettiin. Esimerkiksi puukäyttöisellä kamiinalla laimennuskertoimen kasvattaminen 20:1:stä 120:1:een laski PM2,5-massapitoisuutta yli 60
%. He päättelevät pitoisuuksien laskun johtuvan siitä, että matalia laimennuskertoimia käytettäessä puolihaihtuvat yhdisteet esiintyvät suurimmaksi osaksi hiukkasfaasissa, kun taas korkeita
laimennuskertoimia käytettäessä ne pysyvät kaasufaasissa tasapainotilanteen ylläpitämiseksi.
Kuva 5. Eri laimennustapojen vaikutus kaasujen kondensoitumiseen ja nukleaatioon. (Muokattu lähteestä Miettinen ym., 2012)
Mittaaminen Laimennustunnelista
Savukaasun laimennus voidaan tehdä joko osittain tai kokonaan. Osittaisessa laimennuksessa vain pieni osa syntyneestä savukaasusta sekoitetaan laimennusilman kanssa ennen suodattimia. Toinen vaihtoehto, mitä useissa standardoiduissa menetelmissä käytetään, on laimentaa syntynyt
savukaasutilavuus kokonaisuudessaan. Osittaista laimennusta käytetään mm. tutkimuksessa ja kenttämittauksissa, jossa koko savukaasutilavuuden laimentaminen ei ole mahdollista tai käytännöllistä (Tissari ym., 2007).
Laimentavien menetelmien käyttö puun polton päästöjen mittauksessa on laajempaa kuin kuumakaasumenetelmien. Laimentavia menetelmiä on käytössä mm. Yhdysvalloissa, Kanadassa, Australiassa, Uudessa-Seelannissa sekä Norjassa (EPA 5G; CSA - B415.1–10; AS/NZS 4013; NS 3058:1994-2). Myös EN-16510-1 standardissa on mukana laimennusta käyttävä menetelmä.
Kansallisten menetelmien lisäksi olemassa on kansainvälinen standardi (ISO/DIS 13336). Optimaalinen laimennustapa riippuu mittauksen tavoitteista, eli siitä mitä halutaan saada selville. (Schön ja
Hartmann, 2018.) Yleensä laimennuksen tavoitteena on simuloida savukaasujen olotilaa ilmakehässä ja toinen tavoite voi olla, että halutaan säilyttää savukaasukanavan sisäinen tilanne muuttumattomana (Miettinen ym. 2012).
Laimennustunnelit ovat yleensä suuria, joten myös tilantarve on suuri, mikä aiheuttaa omia haasteita.
Lisäksi laimennusilmana käytetään huoneilmaa, mikä ei ole välttämättä kovin puhdasta, jolloin se voi vääristää pitoisuuksia ylöspäin. Kuvassa 6 on kaaviokuva norjalaisen standardin NS 3058:1994–2 mukaisesta laimennustunnelilaitteistosta. Eri menetelmissä käytettävät laimennuslaitteistot ovat hyvin samanlaisia ja periaate on täsmälleen sama. Ne ovatkin käytännössä Yhdysvaltalaisen EPA 5G-
menetelmän variaatioita. Menetelmissä testattava laite on asennettu vaa’an päälle, jotta polttoaineen palamisnopeus voidaan selvittää ja päästöjen määrä eri palamisnopeuksilla voidaan mitata.
Savukaasut ja laimennusilma tulevat laimennustunneliin (halkaisija 150–300 mm) tunnelin alussa olevan huuvan kautta, jossa kaasut yhdistyvät ja sekoittuvat. Tunneli on pitkä, jotta kaasut sekoittuisivat hyvin ja näyte olisi laadukas. Sekoittumisen parantamiseksi tunnelissa täytyy olla vähintään kaksi 90° kulmaa, sekä kaksi ohjauslevyä. Hiukkasnäyte kerätään laimennustunnelin loppupäästä kahdelle peräkkäiselle suodattimelle, joiden lämpötila pidetään matalana (vaihtelee menetelmittäin 15–35 ℃ välillä). Suodatinmateriaalina käytetään usein lasikuitua, josta
hiukkasnäytteen massa määritetään gravimetrisesti. (Miettinen ym., 2012.) Taulukossa 2 on eritelty tarkemmin menetelmien ominaisuuksia.
Kuva 6. Esimerkkinä laimennustunnelia käyttävistä menetelmistä norjalaisen menetelmän kaavakuva. 1:
eristys, 2: savukaasukanava, 3: kupu, 4: testattava laite, 5: vaaka, 6: ohjauslevyt, 7: savukaasun nopeuden mittaus, 8: PM, 9: CO- ja CO2 mittaus. (Muokattu lähteestä NS 3058:1994–2)
Taulukko 2. Laimennustunnelia käyttävien menetelmien ominaisuuksia. (Muokattu Schön ja Hartmann, 2018)
Menetelmä US EPA 5G (USA)
CSA-B 415.1–
10 (Kanada)
AS/NZS 4013 (Australia ja Uusi-Seelanti)
NS 3058:1994–2 (Norja)
EN 16510-1 (Eurooppa)
Suuttimen asento
90 °,
kohtisuoraan virtaukseen nähden
90 °,
kohtisuoraan virtaukseen nähden
90 °,
kohtisuoraan virtaukseen nähden
180 °, virtausta vastaan
180 °, virtausta vastaan
Suuttimen koko Ei määritelty Ei määritelty Ei määritelty Ei määritelty 10 mm Isokineettinen
näytteenotto
Kyllä Kyllä Ei. Näyte
kerätään
vakiovirtauksella 0,33 m³/h
Osittain,
vakiovirtaus 0,015 m³/min
nopeudella 3,33 m/s
Ei määritelty
Suodatin materiaali
Lasikuitu Lasikuitu Lasikuitu Lasikuitu Lasikuitu Suodattimen
retentio
99,95 % 0,3 µm hiukkasille
99,95 % 0,3 µm hiukkasille
99,95 % 0,3 µm hiukkasille
Nimellinen huokoskoko 1,0 µm
99,95 % 0,3 µm hiukkasille Suodattimien
määrä
2 suodatinta peräkkäin 25–
100 mm välein
2 suodatinta peräkkäin 25–
100 mm välein
2 suodatinta peräkkäin 25–
100 mm välein
2 suodatinta peräkkäin
enintään 100 mm välein
2 suodatinta peräkkäin enintään 100 mm välein Suodattimen
halkaisija
Vähintään 100 mm
47 mm 50 mm Noin 100 mm -
Keräyslämpötila Alle 32 ℃ Alle 32 ℃ 15–32 ℃ Alle 35 ℃ Huoneenlämpö, kuitenkin yli 20
℃ Suodattimen
esi- ja jälkikäsittely
Eksikaattorissa 24 h, tai kuivaus uunissa 104 ℃ 2–3 h ja jäähdytys eksikaattorissa
Eksikaattorissa 20±5.6 ℃ vähintään 24 h
Vähintään 24 h laboratorio- olosuhteissa (eksikaattoria ei mainittu)
Eksikaattorissa 24–
36 h
huoneenlämmössä
Eksikaattorissa 24 h 35 ℃ keräyslämpötilaa korkeammassa lämpötilassa, kuitenkin alle 180 ℃ Sondin
huuhtelu
Kolmesti asetonilla ja harjalla
- Puhdistus
asetonilla
Kolmesti asetonilla ja harjalla
Puhdistus asetonilla
Mittaaminen muilla laimentavilla menetelmillä
Miettinen ym. (2012) esitteli raportissaan muita, lähinnä tutkimuskäytössä olevia
laimennusmenetelmiä, kuten ejektorilaimentimia, reikäputkilaimennusta, huokoisen putken
laimennusta, pyöriväkiekkolaimennusta sekä näiden erilaisia yhdistelmiä. Yksi tutkimuskäytössä oleva yhdistelmä on tämänkin pro gradun tutkimusosassa käytetty huokoisenputken ja ejektorilaimentimen yhdistelmä (Tissari ym., 2007). Laimennustavalla voidaan vaikuttaa laimennusdynamiikkaan ja yksi syy erilaisten laimennusmenetelmien käyttöön on, että niillä voidaan päästä suurempiin
laimennuskertoimiin kuin esimerkiksi laimennustunneleilla. Laimennuskerrointa voidaan haluta kasvattaa eteenkin silloin, kun mitataan suuripäästöisiä polttolaitteita herkillä mittalaitteilla. Yleensä laimennustunneleissa laimennuskerroin on joitakin kymmeniä, mutta esimerkiksi
pyöriväkiekkolaimennuksessa voidaan päästä jopa 3000:1. Erilaisia laimentimia yhdistämällä voidaan päästä vielä korkeampiin laimennuskertoimiin. Esimerkiksi ejektorilaimentimia yhdistämällä
laimennuskerroin voi olla jopa 100000:1. Tärkein syy erilaisten laimentimien ja niiden yhdistelmien käyttöön on, että niillä pystytään mittaamaan eri hiukkasparametreja. Muita syitä voi olla mm.
häviöiden minimoiminen. (Miettinen ym., 2012.)
UEF/FINE-menetelmä
Tämän pro gradun tutkimusosassa käytetty laimentava hiukkasten massan mittausmenetelmä on kehitetty pääasiassa tutkimuskäyttöön (mm. Tissari ym., 2007, Tissari ym., 2008b, Sippula ym., 2009, Tissari ym., 2019a). Menetelmän kaaviokuva on esitetty kuvassa 9. Menetelmän etuna on, että sillä voidaan mitata mitä tahansa hiukkasparametriä pienhiukkasten massapitoisuuden lisäksi. PM1- pitoisuus sisältää myös orgaanista hiukkasmassaa, koska keräys tehdään huoneenlämpöisestä laimennetusta savukaasusta. Näytettä imetään savukaasukanavasta eristettyä teräsputkea pitkin esisyklonin läpi (poistaa näytteestä yli 10 µm halkaisijaltaan olevat hiukkaset), jonka jälkeen näyte laimennetaan kahdessa vaiheessa. Ensimmäisessä vaiheessa laimennus tehdään puhtaalla paineilmalla huokoisenputken laimentimessa (PTD) ja toisessa vaiheessa ejektorilaimentimella (ED). PTD:llä
minimoidaan hiukkashäviöt, hiukkasten muuntuminen, sekä estetään vesihöyryn tiivistyminen
(Lyyränen ym., 2004, Sippula ym., 2012) ja ED:llä näytevirta vakautetaan ja varmistetaan näytteen hyvä sekoittuminen laimennusilmaan (Tissari ym., 2019a). Laimentimien jälkeen yli 1 µm kokoiset hiukkaset poistetaan näytteestä impaktorilla, ennen kuin näyte kerätään suodattimille. PM1 -näyte kerätään
esikäsitellylle halkaisijaltaan 47 mm kokoiselle teflonsuodattimelle (Pall Corporation, Teflo).
Suodattimen massa määritetään gravimetrisesti.
UEF-FINE-menetelmä on huomattavasti kevyempi kuin standardoidut laimentavat menetelmät ja sitä voidaan jopa liikutella, joten mitattavaa laitetta ei aina tarvitse tuoda laboratorioon, vaan mittaus voidaan suorittaa kentällä. Kenttämittaukseen liittyy kuitenkin omat haasteensa, joita voivat aiheuttaa mm. alhainen lämpötila ja sade. (Tissari ym., 2007)
2.2.4 Hiukkasmassan koostumus eri mittausmenetelmissä
Kuvassa 7 on esitetty arvioita hiukkasten koostumuksia eri mittausperiaatteilla mitattaessa. Musta hiili ja pienhiukkastuhka saadaan määritettyä hyvin sekä kuumasta että laimennetusta savukaasusta (laimennustunneli ja UEF/FINE), mutta orgaanisen massan havaitsemisessa on suuria eroja
menetelmien välillä. Hiukkasmassan mittaaminen kuumasta kaasusta jättää orgaaniset hiukkaset osin huomiotta. Laimentavat menetelmät huomioivat paremmin hiukkasmassan orgaaniset yhdisteet, mutta laimennuskerroin vaikuttaa tulokseen. UEF/FINE-menetelmässä laimennuskerroin on suurempi kuin laimennustunneli-menetelmässä, joten orgaanisia hiukkasia kertyy suodattimelle hieman
vähemmän (Tissari ym., 2019a). Hartikainen (2020) arvioi väitöskirjassaan, että primääripäästön suuruudesta riippuen orgaanisten hiukkasten massa voi jopa kaksinkertaistua ensimmäisten tuntien aikana ilmakehässä.
Karkeiden hiukkasten esiintyminen savukaasussa riippuu mm. savukaasukanavan koosta, pituudesta, mutkista ja veto-olosuhteista. Karkean pohjatuhkan määrä näytteessä riippuu menetelmän
leikkausrajasta. Karkea pohjatuhka aiheuttaa suurta epävarmuutta tuloksiin ja vaikeuttaa tulosten vertailtavuutta, koska yksittäisilläkin karkeilla hiukkasilla näytteessä voi olla hyvin suuri massa.
Karkealla pohjatuhkalla ei ole merkittäviä terveys- ja ilmastovaikutuksia, koska ne laskeutuvat nopeasti alas, joten ne tulisikin rajata pois analysoitavasta näytteestä.
Kuva 7. Hiukkasmassan koostumus heti tulisijan jälkeen savukaasukanavan alussa, eri menetelmillä mitattuna ja todellinen koostumus ilmakehässä ikääntyneenä. Hiukkasmassa koostuu mustasta hiilestä (BC), hiukkasmaisesta orgaanisesta aineesta (POM), pienhiukkastuhkasta ja karkeasta pohjatuhkasta.
(Muokattu lähteestä Tissari ym., 2019b)
3 Aineisto ja menetelmät
3.1 Koejärjestelyt
3.1.1 Mittausympäristö
Mittaukset suoritettiin Itä-Suomen yliopistolla SIMO-pienpolttosimulaattorissa (Kuva 8).
Pienpolttosimulaattorissa voidaan tehdä tutkimusta mm. puun pienpoltosta aiheutuvien päästöjen vähentämisestä, polttotekniikoista, automaation käytöstä polttolaitteiden ohjauksessa, sekä
polttolaitteiden vaikutuksista sisäilman laatuun. SIMO koostuu kahdesta merikontista, joista toisessa on sauna ja toisessa on mittalaitteet sekä tulisijojen testausmahdollisuus. Vaikka kontit ovat erillisiä, ne on rakennettu kokonaisuudeksi simuloimaan nykyaikaista omakotitaloa, jossa on lämmitys ja
ilmanvaihto, joka tapahtuu kontrolloidusti ilmanvaihtokoneen avulla. Ilmanvaihtokone on mittauskontissa, josta ilma menee saunakonttiin kiukaan taakse lattian rajaan sijoitetun
ilmanvaihtokanavan kautta. Savukaasukanava tulee saunakontista mittauskonttiin, yhdistyy takan savukaasukanavaan ja kulkee mittauskontissa horisontaalisesti lähes koko kontin pituuden verran ja nousee sitten katon läpi ulos. Päästöjen mittauslaitteet on asennettu tähän horisontaalisesti olevaan savukaasukanavan osaan. Savukaasukanavan päässä on savukaasupuhallin auttamassa halutunlaisten veto-olosuhteiden luomista.
Kuva 8. SIMO-pienpolttosimulaattorin mittauskontti.
3.1.2 Mittausjärjestelmä
Mittausjärjestelmä oli suurimmaksi osaksi valmiina SIMO-pienpolttosimulaattorissa. Jatkuvassa tutkimuskäytössä olevaan laitteistoon lisättiin Ramboll Finland Oy:ltä lainaksi saatu EN-PME-laitteisto.
Tässä tutkimuksessa käytetyn mittausjärjestelmän kaaviokuva on esitetty kuvassa 9. Hiukkas- ja kaasunäytteet otettiin mittauskontin läpi kulkevasta savukaasukanavasta. EN-PME-menetelmässä käytetty laitteisto on kuvan vasemmassa reunassa ja laimentavan menetelmän laitteisto kuvan keskellä. Järjestelmään kuuluvat mittalaitteet ja osat kuvataan tarkemmin myöhemmissä kappaleissa.
Kuva 9. Kaaviokuva tutkimuksessa käytetystä mittausjärjestelmästä. Laitteistoa tarkastellaan tarkemmin myöhemmissä kappaleissa.
3.1.3 Mittausmatriisi
Mittaukset suoritettiin kahdessa osassa. Ensimmäiset mittaukset tehtiin helmi-maaliskuussa 2020 ja loput syyskuussa 2020. Syksyn mittaukset toteutettiin, koska haluttiin saada enemmän mittaustuloksia pienistä pitoisuustasoista. Taulukossa 3 on esitetty tutkimuksessa tehdyt mittaukset. Polttokokeita tehtiin yhteensä 20, joista 7 kiukailla ja 13 takoilla. 14 testissä keräys tehtiin panoksista 1 ja 2 (kiuas 1, 2 ja 3, ja takka 1). Syksyn kuudessa testissä keräys tehtiin pelkästään toisesta panoksesta, erittäin pienten pitoisuuksien määrittämiseksi (takka 2). Kuudessa kokeessa EN-PME keräyksen virtaus laski keräyksen loppua kohden (ks. virtauksen korjaus kappaleesta 3.5.2).
Taulukko 3. Tutkimuksessa tehdyt mittaukset ja niiden ominaisuuksia. Panosten lukumäärällä osoitetaan, että monestako panoksesta mittaukset tehtiin. Puumäärä tarkoittaa näissä kyseisissä panoksissa poltetun puun kokonaismäärää.
Testi- numero
Polttolaite Panosten lkm.
Veto (Pa) Puumäärä (kg) Virtauskorjaus (-=ei tarvetta, 1=1.
panoksessa, 2=2.
panoksessa
1 kiuas 1 2 6 6 2
2 kiuas 3 2 6 6 2
3 kiuas 3 2 6 6 2
4 kiuas 2 2 6 6 1 ja 2
5 Takka 1 2 12 8 -
6 Takka 1 2 12 8 -
7 Takka 1 2 12 8 -
8 Takka 1 2 12 8 -
9 Takka 1 2 12 8 -
10 kiuas 2 2 6 6 1 ja 2
11 Takka 1 2 12 8 -
12 kiuas 2 2 6 6 1 ja 2
13 kiuas 3 2 6 6 -
14 Takka 1 2 12 8 -
15 Takka 3 1 12 2 -
16 Takka 3 1 12 2 -
17 Takka 3 1 12 2 -
18 Takka 3 1 12 2 -
19 Takka 3 1 12 2 -
20 Takka 3 1 12 2 -
3.2 Polttoprosessi ja näytteen tuottaminen
3.2.1 Polttolaitteet
Hiukkasnäytteen tuottamiseen käytetyt kiukaat ja takat pyrittiin valitsemaan siten, että niiden päästötasot olisivat erilaiset, jolloin saadaan verrattua menetelmiä niin suurilla, keskisuurilla kuin pienillä pitoisuustasoilla. Mittaukset suoritettiin kuitenkin osana muuta tutkimustoimintaa, joten aivan jokaista polttolaitetta ei voitu valita, vaan osa mittauksista tehtiin sillä polttolaitteella, mitä kulloinkin testattiin. Mittauksia tehtiin lopulta kolmella kiukaalla (kiuas 1, kiuas 2 ja kiuas 3) ja kahdella takalla (takka 1 ja takka 2). Kiuas 1:ssä ja 3:ssa oli sekundääri-ilman ohjaamiseen suunniteltuja rakenteita, mutta kiuas 2:ssa ei ollut. Takka 1 oli melko suuri (m > 1000 kg) ja takka 2 pieni (massa noin 200 kg).
3.2.2 Panokset ja olosuhteet
Kaikissa testeissä käytettiin polttopuuna koivua. Kiuastesteissä molempien panosten massa oli kolme kilogrammaa. Ensimmäinen panos koostui kolmesta 500 g, kolmesta 250 g, neljästä 100 g painavasta klapista, neljästä tikusta, jotka painoivat yhteensä 150 g, sekä sytykkeinä toimivista tikuista ja lastuista (200 g). Toisessa panoksessa oli 6 kappaletta 500 g klapeja. Takka 1:ssä käytettiin 4 kg:n panoksia.
Ensimmäinen panos koostui 10 kappaleesta noin 400 g painoisia klapeja ja toinen panos 6
kappaleesta noin 666 g painoisia klapeja. Takka 2:ssa ensimmäisen panoksen massa oli 1 kg ja toisen 2 kg. Ensimmäinen panos koostui kolmesta 150 g, kolmesta 120 g, kahdesta 20 g painavasta klapista, sekä 150 g:sta sytykkeitä. Toinen panos koostui kahdeksasta noin 250 g painoisesta klapista.
Toisen panoksen lisäys tehtiin pääsääntöisesti, kun savukaasun hiilidioksidipitoisuus laski 4 %:iin, osassa testeissä lisäys tehtiin 3 %:ssa. Vedon säätö tehtiin savukaasupuhaltimella, ja se oli testeissä joko 6 Pa tai 12 Pa. 6 Pa:n vedon annettiin nousta luonnollisesti polton edetessä, mutta 12 Pa:n veto pidettiin tasaisena savukaasuimurin automaattisäädöllä.
3.3 Näytteenkeräys ja laitteisto
3.3.1 Suodattimet ja niiden käsittely
EN-PME-menetelmässä suodattimina käytettiin kvartsikuitu-suodattimia (Ahlström Munksjö, Munktell, 45 mm). Menetelmässä ohjeistetaan käyttämään suodattimien punnituksessa vaakaa, jonka tarkkuus on vähintään 0,1 mg, mutta suositellaan käytettäväksi vaakaa, jonka tarkkuus on 0,01 mg. Tässä tutkimuksessa suodattimien punnituksessa käytettiin vaakaa, jonka tarkkuus on 1 µg (Mettler Toledo, MT5, Ohio, USA). Punnitukset tehtiin olosuhdevakioidussa punnitushuoneessa olosuhteiden
vaikutuksen selvittämiseksi. Ennen alkupunnitusta suodattimia pidettiin uunissa 200 ℃ lämpötilassa yhden tunnin ajan, jonka jälkeen niiden annettiin jäähtyä vähintään 8 tuntia eksikaattorissa ennen punnitusta. Suodattimet ovat herkkiä ilmankosteudelle, joten punnituksessa merkittiin kolme
mittaustulosta 1, 2 ja 3 minuutin kuluttua siitä, kun suodatin otettiin pois eksikaattorista, joten voitiin laskennallisesti määrittää suodattimen massa ajanhetkellä 0 min. Lisäksi käytettiin varauksenpoistajaa poistamaan varaus suodattimista. Kevään punnituksissa suodattimen massa ei kuitenkaan noussut 3 minuutin mittausjakson aikana, vaan laski. Tällöin suodattimen alkumassana käytettiin alinta mitattua lukemaa (3 min kohdalla). Syksyn alkupunnituksissa massan kasvua havaittiin, joten suodattimen alkumassana käytettiin ajanhetkeen 0 min laskettua arvoa.
Suodatinkehikkoon jäi joissakin tapauksissa silminnähtävästi hiukkasmassaa, mutta pidike painoi itsessään noin 35 grammaa, joten sitä ei voinut punnita mikrovaa’alla. Sen sijaan pidike punnittiin vaa’alla, jonka tarkkuus oli 0,1 mg (CPA124S, Sartorius Weighing Technology Gmbh, Goettingen, Saksa), mutta sen tarkkuus ei riittänyt pidikkeeseen jääneen massan määrittämiseen. Suodattimelle kerääntyi keskimäärin noin 20 mg massaa ja epätarkemman vaa’an tarkkuus oli 0,1 mg, mikä on vain 0,5 % keskimääräisestä suodattimelle kertyneestä massasta, joten kovin merkittävästä
epätarkkuudesta ei ole kyse.
Keräyksen jälkeen suodattimet laitettiin suodatinpidikkeessä uuniin kuivamaan 180 ℃:n lämpötilaan yhden tunnin ajaksi. Kuivattujen suodattimien ja pidikkeiden annetiin jäähtyä huoneenlämpöiseksi vähintään 4 tunnin ajan eksikaattorissa. Loppupunnituksessa punnittiin ensin pidike suodattimineen, jonka jälkeen poistettiin suodatin pidikkeestä ja punnittiin pidike uudestaan. Seuraavaksi pidike
