Abschlussbericht Bergkamen 110628 doppelseitig · 2011. 11. 14. · 2 Eigenschaften und Herkunft...

iMA

Richter & Röckle

Immissionen Meteorologie Akustik

Auftraggeber VGB PowerTech e. V. Klinkestraße 27 - 31 45136 Essen

Ermittlung von Emissionsfaktoren für die Lagerung und den Umschlag von Kohle: Steinkohle

Datum: 28. Juni 2011

Projekt- Nr.: 09-04_07-FR

Bearbeiter: iMA Richter & Röckle GmbH & Co.KG Eisenbahnstraße 43 79098 Freiburg

Tel. 0761/ 202 1661 Fax. 0761/ 202 1671 [email protected]

IUTA e.V. Bliersheimer Straße 60 47229 Duisburg

Tel. 02065 / 418 - 266 Fax: 02065 / 418 - 211 [email protected]

Nach DIN EN ISO/IEC 17025 durch die DAP akkreditiertes Prüflabora-torium. Die Akkreditierung gilt für die in der Urkunde aufgeführten Prüfverfahren.

VGB – Staubemissionsfaktoren Steinkohle Seite 3 von 204 Projekt-Nr.: 09-04_07-FR – 28.06.2011

iMA

Richter & Röckle


INHALT

1 Einführung...............................................................................................................7

2 Eigenschaften und Herkunft von Stäuben............................................................8

2.1 Eigenschaften von Stäuben ..........................................................................................................8

2.2 Herkunft von Stäuben ...................................................................................................................9

2.3 Feinstaub-Konzentrationsbereiche .............................................................................................10

2.4 Staubungsneigung von Kohlen ...................................................................................................11

2.5 Bisher veröffentlichte PM10- und PM2,5-Emissionsfaktoren für den Umschlag und die Lagerung von Steinkohleprodukten.....................................................................................................................27

3 Beschreibung von Kohleumschlag und -lagerung im Kraftwerk .....................38

4 Durchführung der Messungen.............................................................................45

4.1 Einleitung ....................................................................................................................................45

4.2 Messstellen .................................................................................................................................46

4.3 Messkomponenten......................................................................................................................48

4.4 Webcam und GPS ......................................................................................................................49

4.5 Betriebsdaten ..............................................................................................................................51

4.6 Aufbereitung der Daten...............................................................................................................52

5 Messergebnisse....................................................................................................56

5.1 Meteorologische Verhältnisse.....................................................................................................56

5.2 Staubimmissionen.......................................................................................................................58

5.3 Staubungsversuche ....................................................................................................................76

6 Ausbreitungsmodellierung ..................................................................................76

6.1 Allgemeines.................................................................................................................................76

6.2 Geeignete Ausbreitungsmodelle.................................................................................................76

6.3 Modellaufbau...............................................................................................................................77

6.4 Modellvalidierung ........................................................................................................................89

7 Methoden zur Ermittlung der Emissionsfaktoren ..............................................92

7.1 Allgemeines.................................................................................................................................92

7.2 RDM - Methode nach DIN EN 15445..........................................................................................93

7.3 Doppelsummenanalyse...............................................................................................................97

Seite 4 von 204 VGB – Staubemissionsfaktoren Steinkohle Projekt-Nr.: 09-04_07-FR – 28.06.2011

iMA

Richter & Röckle


8 Emissionsfaktoren für den Umschlag von Kohle.............................................100

8.1 Allgemeines.............................................................................................................................. 100

8.2 Mittlere PM10-Emissionsfaktoren.............................................................................................. 101

8.3 Mittlere PM2,5- Emissionsfaktoren ............................................................................................ 107

8.4 Mittlere Gesamtstaub-Emissionsfaktoren ................................................................................ 108

8.5 Untersuchung von Einflussparametern auf die PM10-Emissionen ........................................... 110

8.6 Untersuchung von Einflussparametern auf die PM2,5-Emissionen .......................................... 143

9 Emissionsfaktoren für die Abwehung von den ruhenden Halden..................143

9.1 Ergebnisse der Staubmessungen............................................................................................ 143

9.2 Emissionsfaktoren.................................................................................................................... 148

9.3 Zusammenfassung................................................................................................................... 151

10 Mit den Modellen MISKAM und LASAT ermittelte Emissionsfaktoren ...........151

10.1 Allgemeines.............................................................................................................................. 151

10.2 Vergleich der berechneten Emissionsfaktoren ........................................................................ 152

11 PM10-Emissionsfaktoren der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 ................................154

11.1 Berechnungsformeln der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3.............................................................. 154

11.2 Schiffsentladung....................................................................................................................... 156

11.3 Absetzen .................................................................................................................................. 158

11.4 Abkratzen ................................................................................................................................. 159

12 Ausbreitungsrechnung mit den abgeleiteten Emissionsfaktoren .................159

12.1 Allgemeines.............................................................................................................................. 159

12.2 Ausbreitungsrechnung unter Verwendung der meteorologischen Zeitreihe, die zur Ermittlung der Emissionsfaktoren verwendet wurde ......................................................................................... 160

12.3 Ausbreitungsrechnung mit AUSTAL2000 zur Ermittlung der Immissionskenngrößen ............ 161

13 Zusammenfassung .............................................................................................165

Literatur ......................................................................................................................167

Anhang 1: Aufbau der Datenbank ............................................................................175

Anhang 2: Beschreibung des Lagrange-Partikel-Modells LASAT.........................177

Anhang 3: Beschreibung des Modells MISKAM .....................................................178

Anhang 4: Einfluss von Halden und Bauwerken auf das Windfeld.......................179


iMA

Richter & Röckle


Anhang 5: RDM-Methode nach DIN EN 15445.........................................................184

Anhang 6: Grundlagen der Tree-based Analyse.....................................................195

Anhang 7: Staubmessungen: Messgeräte und –methoden...................................199


iMA

Richter & Röckle


1 Einführung Der VGB PowerTech e.V. hat die Firmen iMA Richter & Röckle GmbH & Co.KG und IUTA e.V. beauftragt, Emissionsfaktoren für den Umschlag und die Lagerung von Stein- und Braunkohle in Kraftwerken zu ermitteln. Insbesondere sollen die Feinstaubemissionen, die bei den bisher bekannten Emissionsfaktoren entweder nicht oder nur orientierend ausgewiesen werden, ermit-telt werden.

Bei den zu untersuchenden Quellen handelt es sich um diffuse Emissionsquellen. Da der Volu-menstrom und die Staubkonzentrationen nicht direkt gemessen werden konnten, mussten Im-missionsmessungen in der Umgebung der Quellen durchgeführt werden. Die Emissionen der Quellen wurden unter Zuhilfenahme von Ausbreitungsrechnungen berechnet. Hierbei wurden die Emissionsströme der untersuchten Quellen im Ausbreitungsmodell mit Hilfe statistischer Methoden so angepasst, dass die Ergebnisse der Immissionsmessungen von der Ausbreitungs-rechnung möglichst genau widergegeben wurden.

Abbildung 1-1: Luftbild des Kraftwerks Bergkamen


iMA

Richter & Röckle


Dieser Bericht enthält die Ergebnisse der Untersuchungen, die am Steinkohlekraftwerk Berg-kamen durchgeführt wurden. Dieses Kraftwerk wurde nach einer umfangreichen Recherche von insgesamt 19 Standorten in Deutschland ausgewählt. Es bot den Vorteil, dass – gegenüber den anderen Standorten – verschiedene Aktivitäten (Schiffsentladung, Aufsetzen auf Halde, Abkrat-zen von Halde) stattfanden und unabhängig voneinander untersucht werden konnten.

Die Messungen wurden von Ende April 2008 bis Juni 2009 durchgeführt. Abbildung 1-2 zeigt einen Ausschnitt aus der topografischen Karte, in dem die Lage des Kraftwerks dargestellt ist.

Abbildung 1-2: Lage des Kraftwerks Bergkamen

2 Eigenschaften und Herkunft von Stäuben

2.1 Eigenschaften von Stäuben Stäube besitzen sehr unterschiedliche chemische Zusammensetzungen mit variierender Teil-chengröße, Dichte, Zusammensetzung und Reaktivität. Man unterscheidet zwischen primären Teilchen, die direkt als Partikel erzeugt werden und solchen, die aus gasförmigen Vorläufern erst nachträglich in der Atmosphäre gebildet werden (sekundäre Teilchen). Beim Umschlag und der Lagerung von Steinkohle werden primäre Teilchen freigesetzt.

Neben der chemischen Zusammensetzung ist vor allem die Partikelgröße ein wichtiger Parame-ter für die Ausbreitung in der Atmosphäre, da sie die Aufenthaltsdauer der Partikel bestimmt.


iMA

Richter & Röckle


Während größere Staubpartikel vergleichsweise rasch zum Boden absinken, können Feinststäube mehrere Tage in der Luft bleiben und werden entsprechend weit transportiert. Sie werden hauptsächlich durch Niederschläge aus der Atmosphäre entfernt oder durch den Wind verdünnt.

Bezüglich der Teilchengröße unterscheidet man:

• TSP-Gesamtstaub (TSP; 'Total Suspended Particulate matter' oder 'Total Suspended Particles'): Schwebestäube mit einem aerodynamischen Durchmesser kleiner als ca. 50 µm und einer Sinkgeschwindigkeit von 5 bis 50 cm/s. Entsprechend der relativ hohen Sinkgeschwindigkeit werden diese Teilchen nicht weit getragen und deponieren im Nah-bereich der Quelle. Sie sind für sichtbare Verschmutzungen, z.B. von Wäsche, Tischen, Autos verantwortlich.

• PM10 ('Particulate Matter'): Schwebestäube mit einem aerodynamischen Durchmesser kleiner als 10 µm und einer Sinkgeschwindigkeit von etwa 1 cm/s.

• PM2,5 (feine Partikel) und PM0,1 (ultrafeine Partikel): Schwebestäube mit einem aerody-namischen Durchmesser kleiner als 2,5 µm bzw. kleiner 0,1 µm. Aufgrund der geringen Sinkgeschwindigkeit können diese Teilchen weit getragen werden.

2.2 Herkunft von Stäuben Natürliche Staubquellen sind Pflanzen, die Pollen freisetzen, Meeresgischt, Winderosion und Vulkane. Sie spielen in Mitteleuropa nur eine untergeordnete Rolle. Während Pollen überwie-gend größer als 10 µm sind (Kolb, 2003) und deshalb nur wenig zur PM10 Belastung beitragen, entstehen kleinere Teilchen vor allem bei Verbrennungsprozessen (z.B. Ruß < 0,3 µm). Aus den Vorläufern anderer Luftschadstoffe wie Schwefeldioxid (SO2), Stickoxiden (NOx), Ammoni-ak (NH3) und flüchtigen organischen Kohlenwasserstoffen (VOC), entstehen zum überwiegen-den Teil kleine Teilchen, deren Größe zwischen etwa 0.1 - 2.5 µm) liegt. Die durch Abrieb oder Aufwirbelung entstandenen Teilchen sind normalerweise größer als ca. 1-2 µm (Hainsch, 2003). Einen Überblick über die Zusammensetzung des Staubgrößenspektrums gibt Abbildung 2-1.


iMA

Richter & Röckle


Abbildung 2-1: Partikeldefinitionen und Größenbereiche umweltrelevanter Partikel (Krug, 2003)

2.3 Feinstaub-Konzentrationsbereiche Tabelle 2-1 enthält typischen Konzentrationsbereiche von PM10 für 2001 an deutschen Mess-stationen:

Tabelle 2-1: Konzentrationsbereiche von Feinstaub (PM10) an deutschen Messstationen (Quelle: UBA, 2010, http://www.env-it.de/umweltbundesamt/luftdaten/documents.fwd?comp=PM1#PM10)

Stationskategorie ländlich städtischer Hintergrund verkehrsbezogen Industrie

Jahresmittel [µg/m³] 9 - 25 13 - 29 15 - 44 20 - 35

Anzahl der Tage mit Tages-mittel > 50 µg/m³ 0 - 32 1 - 41 2 - 103 9 - 51


iMA

Richter & Röckle


2.4 Staubungsneigung von Kohlen

2.4.1 Einführung Im Rahmen einer Literaturstudie wurden verfügbare Informationen zur Bestimmung der Stau-bungsneigung des Umschlags und der Lagerung von Stein- und Braunkohle gesammelt und ausgewertet. Die Recherchen beziehen nationale wie internationale, deutsch- und englisch-sprachige Veröffentlichungen zu folgenden Themenfeldern ein:

- Messtechnische Bestimmung der Emissionsfaktoren von Umschlag sowie Haldenabwe-hungen (PM2,5, PM10, TSP, sonstige Fraktionen), nach Möglichkeit für Kohleprodukte

- Modellrechnungen zur Bestimmung der Emissionsfaktoren von Umschlag sowie Hal-denabwehungen (z. B. Quellterm-Rückrechnung)

- Bestimmung der Staubungsneigung von Kohleprodukten im Labor mittels geeigneter Versuchsapparaturen (PM2,5, PM10, TSP, sonstige Fraktionen).

2.4.2 Staubungsneigung von Pulvern und Schüttgütern

2.4.2.1 Verfahrensprinzipien zur Bestimmung des Staubungsverhaltens Emissionsraten ausgehend von Halden und dem Umschlag staubender Güter werden maßgeb-lich durch die Materialeigenschaften des umgeschlagenen Gutes bestimmt. Wesentliche Ein-flussfaktoren sind Dichte, Korngrößenverteilung, Oberflächeneigenschaften und Feuchte des Materials. In der VDI-Richtlinie 3790 Blatt 3 werden daher den Umschlaggütern qualitative Wer-te der materialspezifischen Staubentwicklung zugeordnet. Diese sind, abhängig von der Gut-feuchte oder spezifischen Materialeigenschaften, aufgrund von visuellen Kriterien in vier Stufen eingeteilt worden (Staubentwicklung nicht wahrnehmbar / schwach / mittel / stark). Für Kohle werden in der Richtlinie folgende Werte angegeben:

Tabelle 2-2: Materialspezifische Einstufung der Staubungsneigung von Kohle nach VDI 3790 Blatt 3

Schüttgut Materialeigenschaften Staubneigung

Steinkohle trocken, Schüttdichte 0,8 -1,1 t/m3 „schwach“

Steinkohle nass, Schüttdichte 0,65 – 1,27 t/m3 „nicht wahrnehmbar“ oder „schwach“

Steinkohle Eierbriketts, Schüttdichte 0,87 t/m3 keine Angaben

Petrolkoks Schüttdichte 0,6 – 0,9 t/m3 „nicht wahrnehmbar“ oder „mittel“

Koksgruß feucht, Schüttdichte 0,75 t/m3 „nicht wahrnehmbar“

Koksgruß trocken, Schüttdichte 0,75 t/m3 „stark“


iMA

Richter & Röckle


Schüttgut Materialeigenschaften Staubneigung

Braunkohle trocken, Schüttdichte 0,8 t/m3 keine Angaben

Braunkohle roh, erdfeucht, Schüttdichte 0,65 – 0,8 (1) t/m3 nicht wahrnehmbar

Braunkohle Briketts, Schüttdichte 0,7 – 0,85 t/m3 keine Angaben

Es liegen verschiedene Vorrichtungen und Apparateentwicklungen vor, mittels derer die Staub-neigung von Gütern festgelegt werden kann. Grundsätzlich lassen sich unterscheiden:

- Fallapparatur mit kontinuierlichem Partikel-Massenstrom oder einmaligem Material-Abwurf ohne Einbezug des Pralleffektes (Bach, S.; Schmidt, E. 2007; Hamelmann, F.; Schmidt, E. 2003b; Dahmann, D.; Hartfield, G.-D.; Möcklinghoff, K. 1997; Dahmann, D. et al. 2004; CEN TC137 2004) in unterschiedlichem Maßstab. Es wird eine definierte Staubmasse in ein Rohr abgeworfen und dort einer definierten Gegenströmung ausgesetzt. Die Feinkorn-Fraktionen des Partikelmaterials werden von der Strömung entgegen der Schwerkraft ausgetragen und geeigneten Messeinrichtungen zugeführt. Mit dieser Apparatur kann z. B. der windinduzierte Emissionsstrom fallender Güter erfasst werden.

- Fallapparatur mit kontinuierlichem Partikel-Massenstrom oder einmaligem Material-Abwurf unter Einbezug des Pralleffektes (Trenker, Chr.; Höflinger, W. 1998; Hamelmann, F.; Schmidt, E. 2003b; Reznik, G.; Klenk, U.; Schmidt, E. 2006; de Bree, F. 2007) in unter-schiedlichem Maßstab. Das zu untersuchende Partikelmaterial wird in einen definierten Raum (Staubkammer, Rohr) abgeworfen. Die Bestimmung der Staubkenngrößen erfolgt entweder in einem aus diesem Raum abgezogenen Luftstrom gravimetrisch oder direkt in der Kammer mit meist optischen oder gravimetrischen Methoden. Das System soll die Strömungseffekte der Luftverdrängung und resultierende Emissionsraten beim einmaligen Abwurf größerer Materialmengen abbilden.

- Rotierende liegende Trommeln (Hamelmann, F.; Schmidt, E 2003a; CEN TC137 2004;, Reznik, G.; Klenk, U.; Schmidt, E. 2006; Klenk, 2010a, Klenk, 2010b; Hjelmsted, K.; Schneider, T. 1996), in denen eine definierte Menge an Partikelmaterial eingebracht, in Rotation versetzt und mit einer horizontalen Luftströmung beaufschlagt wird. Im Abstrom werden die Staubkenngrößen mittels geeigneter Messeinrichtungen erfasst. Das System soll die Effekte des Zerreibens beim Produkthandling und Güterumschlag simulieren.

- Resuspensions-Untersuchungen (Hamelmann, F.; Schmidt, E 2003a; Visser, G.Th. 1992) bei denen in einem Windkanal Partikelmaterial definiert angeströmt und im Lee der Quelle Partikelkonzentrationen mit einem geeigneten Messgerät erfasst werden. Das System soll die windinduzierte Abwehung von Partikelmaterial abbilden.

Daneben existieren Sonderbauformen für spezielle Anwendungen (Wurster, B. 2002; Jüne-mann, R.; Holzhauer, R. 1992). Einige Bauformen sind in nationalen und europäischen Normen


iMA

Richter & Röckle


beschrieben (Rotationstrommel und Fallturm in der EN 15051; DIN 33897) bzw. patentrechtlich geschützt (z. B. Patent DD 284 762 A5 (1989), Patent 1563 48 (1982)). In der Literatur finden sich vergleichende Beschreibungen der Verfahren (Reznik, G.; Klenk, U.; Schmidt, E. 2006; Hamelmann, F.; Schmidt, E. 2003; Hamelmann, F.; Schmidt, E 2003a; Bach, S.; Schmidt, E. 2007). Die meist als Gramm Staub einer gemessenen Fraktion pro Kilogramm abgeworfenem Gut angegebenen Emissionsfaktoren sind abhängig von den jeweiligen Untersuchungsrandbe-dingungen und dem verwendeten Gerät. Daher sind mit unterschiedlichen Einrichtungen ge-wonnene Staubungswerte nicht direkt miteinander vergleichbar.

Wie die Ergebnisse zeigen, hängt die Emissionsrate vor allem von der Windgeschwindigkeit ab und eine diesbezügliche Vergleichbarkeit der unterschiedlichen Versuchseinrichtungen muss daher bei einer Gegenüberstellung der Ergebnisse beachtet werden. Darüber hinaus werden jeweils unterschiedliche Aspekte des Material-Handlings im jeweiligen Modell und somit im Er-gebnis abgebildet (Abwurf, Impaktion, windinduzierte Abwehung, Haldenabwehung, Sekundär-aufwirbelung).

Nachfolgende Tabelle listet einige in Deutschland gebräuchliche Apparate und Modellbezeich-nungen auf.

Tabelle 2-3: In Deutschland gebräuchliche Verfahren zur Erfassung der Staubungsneigung von Gütern

Bezeich-nung

Suspensions-prinzip

Anzahl Fälle mit Um-schlaggut = Kohle

Modell Literatur, Normierung

Fallapparatur, Gegenstrom

Materialabwurf in ein Strö-mungsrohr mit Gas-Gegenstrom

7 (IGF)

Fallapparatur CCD, Sys-tem IGF (Strömungs-rohr)

CEN TC137 (2004), Hamelmann, F.; Schmidt, E. (2003b), Bach, S.; Schmidt, E. (2007)

DIN EN 15051, DIN 33897

Fallapparatur, Pralleffekt

Abwurf in Stau-bungskammer

1 (Trenker, Chr.; Höflin-ger, W. 1998)

2 bei variabler Material- Feuchte (Reznik, G.; Klenk, U.; Schmidt, E. 2006)

1 (de Bree, Frans 2007)

Palas DustView

Trenker, Chr.; Höflinger, W. (1998), Reznik, G.; Klenk, U.; Schmidt, E. (2006), Hamel-mann, F.; Schmidt, E. (2003b), Bach, S.; Schmidt, E. (2007), de Bree, Frans (2007)

Rotations-trommel

Liegende rotie-rende Trommel

2 (Hjelmsted, K.; Schneider, T. 1996)

Heubach-Trommel

(DIN EN 15051)

CEN TC137 (2004), Reznik, G.; Klenk, U.; Schmidt, E. (2006), Hamelmann, F.; Schmidt, E. (2003b), Bach, S.; Schmidt, E. (2007), Hjelmsted, K.; Schneider, T. (1996), DIN EN 15051


iMA

Richter & Röckle


Bezeich-nung

Suspensions-prinzip

Anzahl Fälle mit Um-schlaggut = Kohle

Modell Literatur, Normierung

Resuspensi-ons-Untersu-chung (Wind-kanal)

Abwehung durch horizon-tale Strömung

3 (Visser, G.Th.1992) 1 (Xuan, Jie; Robins, Alan 1994) 3 (Lee, Jiann-Shen; Huang, Yi-Sung 1995)

Windkanal-Untersu-chungen

Visser, G.Th.(1992)

Die Literaturstellen wurden von uns gezielt in Bezug auf dargestellte Messwerte für Kohlepro-dukte und PM10- bzw. PM2,5-Emissionsraten ausgewertet. In drei Arbeiten wurden unter Einbe-zug der Resuspension beim Aufprall des Materials insgesamt vier verschiedene Kohleproben untersucht. Im kontinuierlichen Fall im Gegenstrom wurden bislang insgesamt ca. 7 Proben untersucht (Auskunft des Instituts für Gefahrstoff-Forschung, IGF). Darüber hinaus wird dieses Verfahren in Triest/Italien im Rahmen der Überwachungstätigkeiten zur Charakterisierung von Kohlenprodukten eingesetzt (IN.CO Inspections & Consulting Group 2008). Das IGF verfügt über eine umfassende Datenbank mit Angaben zur Staubungsneigung von ca. 400 Produkten, darunter ca. 7 Kohlenmaterialien, die mit diesem standardisierten Verfahren ermittelt worden sind. Untersuchungen zeigen, dass die Staubungskennzahlen unterschiedlicher Verfahren nur eingeschränkt vergleichbar sind (Bach, S.; Schmidt, E. 2007). Daher werden die Kennzahlen der Staubungsneigung der Proben, die im Rahmen dieses Vorhabens untersucht werden, eben-falls im kontinuierlichen Fall im Gegenstrom ermittelt (IGF-Verfahren), vgl. Abschnitt 3 des Be-richtes.

2.4.2.2 Staubungsneigung von Kohleprodukten In verschiedenen Untersuchungen wurden Produkte hinsichtlich ihrer Staubungsneigung cha-rakterisiert. Im Folgenden werden diejenigen Untersuchungen dargestellt, bei denen Kohlepro-dukte zum Einsatz kamen.

• An der Universität Wuppertal wurde die Staubungsneigung von Braunkohle im Labor unter-sucht (Reznik, G.; Klenk, U.; Schmidt, E. 2006). Dazu wurden an unterschiedlichen Abschnit-ten in Kohlebunkern Proben entnommen, zerkleinert und mittels Sieben fraktioniert. Die zu untersuchenden Proben wurden aus den Siebfraktionen gemischt und auf definierte Rest-feuchten getrocknet. Die Bestimmung der Staubungsneigung erfolgte im Fallverfahren (Palas DustView) bzw. in einer Rotationstrommel (Fa. Heubach). Laut Angabe der Autoren war beim Trocknungsprozess unter Umgebungsbedingungen (20 °C, 30 % rel. Luftfeuchte) ab dem 4. Tag die Restfeuchte der Kohle auf einen nahezu konstanten Wert (0,2 g Wasser pro Gramm Kohle) abgesunken. Bei einer Trocknung im Ofen (110 °C) wurde dieser Zustand ab der 4. Stunde erreicht. Die Untersuchungen der Staubungsneigung ergaben maximale Stau-bungsneigungen bei Restfeuchten von ca. 0,2 g Wasser pro Gramm Kohle. Bei geringerer


iMA

Richter & Röckle


und bei höherer Restfeuchte wurden mit beiden verwendeten Apparaten kleinere Stau-bungsneigungen und somit niedrigere Staubemissionen gemessen.

• Staubungsuntersuchungen an Rotationstrommeln, u. a. mit Kohleprodukten, wurden im Rahmen einer dänischen Literaturstudie ausgewertet (Hjelmsted, K.; Schneider, T. 1996). Vier der zitierten Autoren stellten für Kohleprodukte eine zunehmende Staubungsneigung bei abnehmender Gutfeuchte fest. In einer der ausgewerteten Studien wurde der Einfluss des abgesaugten Volumenstroms auf das Staubungsverhalten untersucht. Bei trockener Kohle war kein Zusammenhang erkennbar, wohingegen bei feuchter Kohle ein Anstieg der Stau-bungsneigung mit zunehmender Flussrate festgestellt wurde. Der mit dem Verfahren ermit-telte Staubungsindex lag für Kohle bei Einsatz eines trockenen Luftstroms beim zweithöchs-ten Wert aller vermessenen Produkte (Schwefel, Erze, Dolomit, Düngemittel, Futtermittel, Schrote u. a.). Der Messwert für den Staubungsindex von Kohle beim Einsatz feuchter Luft lag im oberen Drittel aller gemessenen Werte.

• In einer Staubungskammer nach Lundgren (Lundgren, Dale A. 1986) wurden PM10- und TSP-Emissionen für verschiedene Schüttgüter bestimmt (de Bree, Frans 2007). Dazu wurde das zu untersuchende Material per Förderband in ein 60 cm langes, 20 cm durchmessendes Fallrohr gegeben, aus dem das Material in eine rechteckige Kammer mit einer Grundfläche 60 x 60 cm² und einer Höhe von 90 cm fiel. Durch eine weitere Öffnung an der Oberseite der Kammer wurde der Probenahme-Gasstrom abgesaugt. Die Entnahmestelle war von der Einwurföffnung durch eine an der Oberseite der Kammer angebrachte, ca. 30 cm nach unten ragende Trennwand abgeschirmt, um ausschließlich die resuspendierten Partikel anzusau-gen und kein durch das Fallrohr in die Kammer eintretendes Probenmaterial direkt vor einem Bodenkontakt zu erfassen.

Für Kohle wurden TSP-Emissionsraten von 800 g/t Kohle und PM10-Emissionen von 0,3 g/t Kohle gemessen. Der PM10-Anteil betrug demnach 0,04% der gesamten erfassten TSP-Staubemissionen. Die Reproduzierbarkeit der Messergebnisse betrug laut Angabe der Auto-ren 60 %. Es wurden keine Angaben zur Konditionierung bzw. Trocknung des eingesetzten Schüttguts gemacht.

• An der TU Wien wurden die Fraktionsemissionsgrade für unterschiedliche Substanzen mit-tels einer eigens entwickelten Fallturm-Apparatur bestimmt (Trenker, Chr.; Höflinger, W. 1998; Rheina-Wolbeck, G.; Höflinger, W. 2006). Aus einem Abwurfbehälter gelangte das zu untersuchende Material in ein Fallrohr, dessen unteres Ende in eine Staubungskammer rag-te. Die Gesamthöhe der Anlage betrug bis zu 3,7 m. Die Staubentwicklung in der Kammer wurde per Kamerasystem überwacht, die Bestimmung der Partikelgrößenverteilung des aus der Kammer abgesaugten Probennahme-Gasstroms erfolgte per Niederdruck-Impaktor (Fa. Hauke). Beim eingesetzten Impaktor handelte es sich um eine Sonderanfertigung mit Trenn-grenzen von 0,06 / 0,25 / 0,5 / 1 / 2,5 / 5 / 10 / 14 / 20 µm. Unter anderem wurde Kohle un-tersucht, deren Schüttdichte mit 0,83 g/cm³ bei einer Gutfeuchte von 4,28 g Wasser/kg tro-ckenem Gut angegeben wurde. Für Kohlenstaub wurden PM10-Emissionsraten von 63,3 g/t


iMA

Richter & Röckle


umgeschlagenen Gut bestimmt bei TSP-Emissionsraten (hier: PM20) von 149,4 g/t. Die PM2,5–Emissionen wurden mit 2,7 g/t Gut angegeben (Trenker, Chr.; Höflinger, W. 1998). Kohlenstaub wird demnach in die Kategorie „mittel“ hinsichtlich der Staubungsneigung des Materials eingestuft, vergleichbar zu den meisten der ebenfalls untersuchten Sanden sowie Kalksteinmehl.

• Jünemann und Holzhauer (1992) führten Staubungsuntersuchungen unter Verwendung von Braunkohlenkoks durch, ohne materialspezifischen Messwerte zu veröffentlichen. Untersu-chungsziel war die vergleichende Untersuchung der Emissionsminderungswirkung unter-schiedlicher Abwurf- und Einhausungsgeometrien.

• Drei verschiedene Kohleprodukte wurden in einer vergleichenden Studie unter Einsatz einer Lundgren-Kammer und eines Windkanals untersucht (Lee, Jiann-Shen; Huang, Yi-Sung 1995). Der Windkanal diente der Untersuchung der Gut-Austragung aus einem fallenden Strom bei kontinuierlichem Materialabwurf. Die Untersuchung der windinduzierten Aufwirbe-lung erfolgte an einer in den Kanal eingebrachten angeströmten Materialschüttung, die mit einer ruhenden Halde vergleichbar ist. In der Lundgren-Kammer erfolgte die Bestimmung der Emissionsrate beim Aufprall des fallenden Gutstroms. Die wichtigsten Ergebnisse der Unter-suchung waren:

− Aus den Untersuchungen an der Lundgren-Kammer kann ein linearer Zusammen-hang der Emissionsrate und der Abwurfhöhe abgeleitet werden.

− Es gibt materialspezifische, nicht eindeutige Zusammenhänge zwischen der Emissi-onsrate und der Abwurfmenge.

− Für impaktionsbedingte Emissionen besteht ein Zusammenhang von Materialfeuch-te W (in %) und Emissionsrate E vom Typ

bWaE −= 10 (a und b Konstanten) sowohl für die Fallturm- als auch Windkanaluntersuchungen.

− Impaktionsbedingte Emissionen sind für Kohle und Koks oberhalb von Material-feuchten von 4,5 % zu vernachlässigen.

− Emissionsraten aufgrund von Windverwehungen sind für die meisten Situationen, insbesondere bei Materialfeuchten unterhalb 2 %, größer als impaktionsbedingte Emissionsraten.

− Windverwehungen während des Umschlags sind bei Gutfeuchten oberhalb 6 % zu vernachlässigen.

− Die Emissionen nehmen mit zunehmender Windgeschwindigkeit ebenfalls zu.

− Die Grenzwindgeschwindigkeit, oberhalb derer eine Abwehung von trockenem Hal-denmaterial auftritt, beträgt 3 – 4 m/s.


iMA

Richter & Röckle


− Für einzelne Partikel, die nicht als Haldenverbund, sondern bodennah verteilt vorlie-gen, reduziert sich die Grenzwindgeschwindigkeit, oberhalb derer Abwehungen auf-treten, auf 2 m/s.

− Mit zunehmender Expositionszeit nimmt die Emissionsrate ab (Kornverarmung an der Oberfläche).

Als wesentlichen Emissionsquellen können demnach die windinduzierten Verwehungen beim Gutabwurf sowie die Emissionen aufgrund der Materialaufwirbelungen bei Fahrbewegungen (Sekundäraufwirbelung des bodennah verteilt vorliegenden Materials) angesehen werden.

• Im Rahmen einer größeren nationalen Studie in den Niederlanden untersuchte Visser im Windkanal die Emissionen beim Kohle- und Koksumschlag (Visser, G.Th. 1992). Die windin-duzierten Emissionen sind demnach proportional zur vierten Potenz der Windgeschwindig-keit und umgekehrt proportional zur 4. Potenz der Materialfeuchte. Als emissionsrelevant werden alle Partikel mit Durchmessern unterhalb 500 µm angesehen. Die untersuchten Koh-len unterscheiden sich in ihrer Staubungsneigung um den Faktor 5. Der Emissionsfaktor E (mg/kg) kann gemäß der Gleichung 2,92,610 −= WE mit W = Feuchtegehalt in % abgeschätzt werden. Als Grenz-Windgeschwindigkeit, unterhalb der keine Emissionen auftreten, wird für feuchte Kohle eine Geschwindigkeit von 2 m/s ermittelt, bei trockener Kohle liegt diese nied-riger. Es wird ein Modell vorgestellt, nach welchem für Windkanaluntersuchungen die Emis-sionsrate für Kohle als Summe der Terme für die Impaktionswirkung beim Abwurf und wind-induzierte Verwehung während des Fallvorgangs berechnet werden kann:

5,40,42,31,82,6 1010 −− +=+= WuWSIE

E Emissionsfaktor (mg/kg)

I Impaktionsanteil

S Windverwehungsanteil

W Feuchtegehalt (%)

U Windgeschwindigkeit (m/s)

Für den Gültigkeitsbereich der Gleichung wird angegeben, dass der Anteil der Feinkorn-Fraktion < 500 µm des umgeschlagenen Gutes zwischen 7,6 und 15 % betragen soll. Ab-schließend wird die Impaktionswirkung als weniger emissionsrelevant für den Umschlag feuchter Kohlen und bei höheren Windgeschwindigkeiten eingeschätzt, da der Betrag der windinduzierten Abwehung signifikant höher sei. Demnach und aufgrund der abweichenden Grenzkorndurchmesser (Windkanal: 500 µm; Lundgren-Test: 50 µm) sind die mittels Lundgren-Test ermittelten Emissionsfaktoren nicht direkt auf Feld- und Windkanalversuche übertragbar.


iMA

Richter & Röckle


Die Studie gibt folgende Literatur-Werte für die Abhängigkeit der Emissionsraten in g/t vom Exponent der Windgeschwindigkeit an, die von dem in der Windkanal-Studie angeleiteten Wert für den Exponenten von 4 bei einem Durchsatz von 6 t/h abweichen:

1,7 – 1,9 (Vrins, Felduntersuchungen, zitiert in Visser, G.Th. (1992), Durchsatzra-te 20 – 160 t/h)

1,0 (Shirakuta, zitiert in Visser, G.Th. (1992), Durchsatzrate 300 – 1100 t/h)

1,0 Cowherd (zitiert in Visser, G.Th. (1992), Durchsatzrate 50 – 500 t/h)

Als eine mögliche Ursache dieser Diskrepanzen wird eine Abhängigkeit der windinduzierten Emissionsraten von der gewählten Durchsatzrate D angegeben, deren Quadratwurzel nach Vrins und Shirakuta bei Feldversuchen bzw. Untersuchungen mit vergleichbaren Abwurfra-

ten in etwa umgekehrt proportional zur Emissionsrate ist: DE /1∝ .

• Von Plinke (1991) wurden mittels Abwurfversuchen an einer konzipierten Fallturm-Modellanlage und unter Verwendung statistischer Auswertemethoden funktionale Abhängig-keiten der Emissionsrate von den Parametern Materialdichte, Abwurfhöhe, Abwurfmenge und Materialfeuchte abgeleitet. Die Untersuchungen wurden mit mineralischen und organi-schen Substanzen durchgeführt, es erfolgte kein Einsatz von Kohleprodukten. Die Untersu-chungen zeigten eine proportionale Abhängigkeit der Emissionsrate von der Abwurfhöhe und umgekehrt proportionale Abhängigkeiten der Emissionsrate von der Materialfeuchte und der Abwurfmenge auf, die jeweils materialspezifisch stark ausgeprägt war.

• In Australien entwickelten Jameson et al. eine spezielle Rotationstrommel, bei der mittels eines angeschlossenen Staubsaugersystems im Innern der Trommel eine axiale Luftströ-mung erzeugt wird (Farruga, Tony R. et al. 1989). Das zu untersuchende Gut befand sich in-nerhalb der Trommel. Die mit dem Luftstrom abgezogene Partikelmasse sammelte sich in einem Staubsaugerbeutel und wurde in regelmäßigen Abständen gravimetrisch erfasst. Pa-rallel hierzu wurde jeweils die Gesamt-Feuchte des Kohlematerials als Summe aus Oberflä-chenfeuchte und inhärenter Feuchte bestimmt, die aufgrund des gewählten Versuchsauf-baus fortschreitend abnahm. Über einen geeigneten Vorabscheider war eine Fraktionierung des abgezogenen Partikelmaterials möglich. Die Untersuchungen zeigten, dass beim Absin-ken der Gutfeuchte auf den Schwellenwert von etwa 6 % ein deutlicher Anstieg der ausge-tragenen Partikelmasse pro Zeitintervall messbar war („kritischer Feuchtegehalt“, CMC, ein Maß für die momentane Gesamtfeuchte des Materials). Die beim kritischen Feuchtegehalt entnommene Probe wies den niedrigsten mittleren Partikeldurchmesser (Sauterdurchmes-ser) aller untersuchten Proben auf. Der kritische Feuchtegehalt konnte für identische Proben mit einer Genauigkeit von 4 % bestimmt werden. Diese Ergebnisse wurden bei Untersu-chungen in Dänemark bestätigt. (Westborg 1990). Die kritischen Feuchtegehalte der unter-suchten Kohlen nahmen in der Reihenfolge der Herkunftsländer Venezuela (4,5) – Großbri-tannien (5,2) – Kolumbien (8,3%, 9,6%) – Australien (12,5%) zu. Die Untersuchungen bestä-tigten, dass für Kohlen mit einer Oberflächenfeuchte von im Mittel oberhalb 3,5 - 4 % nach


iMA

Richter & Röckle


ASTM, entsprechend etwa einer Oberflächenfeuchte von 8 % nach ISO, keine signifikanten Emissionen auftreten. Es wurde in diesem Zusammenhang insbesondere auf die existieren-den verschiedenartigen Definitionen der Kohlefeuchte z. B. für die Oberflächenfeuchte nach ISO und ASTM hingewiesen, vgl. nachfolgendes Diagramm.

Vergleich relativer Oberflächenfeuchte (rFO) nach ASTM und ISO für unterschiedliche Kohlesorten

y = 1,1765x + 3,2809R2 = 0,59

0

2

4

6

8

10

12

14

0 2 4 6 8 10 12 14

rFO (ASTM() / %

rFO (I

SO) /

%

Abbildung 2-2: Vergleich relativer Oberflächenfeuchte nach ASTM und ISO für unterschiedliche Kohlesorten

• Xuan und Robins untersuchten im Windkanal die Abwehungen von Modell-Kohlehalden in Abhängigkeit von ihrer Umfeldgeometrie (Xuan, Jie; Robins, Alan 1994) mit dem Ziel, die funktionalen Zusammenhänge der Einflussgrößen unter Berücksichtigung der Ähnlichkeits-theorie zu klären. Der Querschnitt des Kanals betrug 3 m x 2 m, die Länge 50 m. Es wurden sowohl eine Gruppe von drei parallelen Holzmodell-Halden (Maßstab 1:50) als auch eine komplexe, mehrere Halden umfassende Lagerplatzgeometrie (umstehende Gebäude und Wandgeometrien, Maßstab 1:350) untersucht. Beim 1:50-Modell bestand die mittlere der drei Halden aus zwei Holz-Dreieckelementen mit in der Mitte eingefügtem Haldenelement aus Kohlepartikeln. Die Ergebnisse zeigten, dass die Grenz-Windgeschwindigkeit, oberhalb derer eine Abwehung auftritt, umgekehrt proportional zur Materialfeuchte ist. Die Einbindung der komplexen Umgebungsgeometrie führte zu einer Erhöhung der Turbulenzintensität und zu einer Reduzierung der Grenzwindgeschwindigkeit, was als Indiz für lokal höhere Windge-schwindigkeiten im Bereich der Halde gedeutet wurde. Für die Quellstärke wurden aus den Modellergebnissen funktionale Zusammenhänge zur Quellentfernung, Windgeschwindigkeit und Materialfeuchte abgeleitet.

• Dem mehrfachen Umladen von Kohle wird ein Potential hinsichtlich der Generierung größe-rer Feinstaubanteile zugesprochen. Organiscak (Organiscak, J.A.; Page, S. 2000) stellte in Windkanal- und Rotationstrommeluntersuchungen fest, dass durch ein wiederholtes Mahlen


iMA

Richter & Röckle


von Kohlen höhere TSP-Gehalte (da < 23 µm) erzeugt wurden. Die Beeinflussung der respi-rablen Staubfraktion (da < 3,5 µm) war eher gering. Eine Untersuchung verschiedener Fett-kohlen zeigte zunehmende Staubungsneigung sowohl hinsichtlich TSP als auch respirable Fraktionen bei zunehmender Qualität bzw. zunehmenden Anteil flüchtiger Komponenten.

2.4.3 Eigene Untersuchungen zur Staubungsneigung von Kohle

2.4.3.1 Methodik Im Rahmen dieses Forschungsprojekts wurde die Staubungsneigung unterschiedlicher Kohlen mit dem IGF-Verfahren nach DIN 33897, Teil 2 „Kontinuierlicher Fall im Gegenstrom“ und EN 15051 „Continuous drop“ ermittelt. Bei diesem Verfahren wird das Staubungsverhaltens von Schüttgütern mittels „kontinuierlichem Fall“ im Gegenstrom-Strömungsrohr gemessen.

Das Material wird über einen Aufgabetrichter in eine frequenzgesteuerte Schüttelrinne gegeben und daraus 8 g/min (± 2 g) in die obere Öffnung eines Fallrohrs (Durchmesser ca. 20 mm) do-siert. Dieses ragt in ein 150 mm durchmessendes Strömungsrohr, welches von unten nach o-ben mit einem Luftstrom von 49 l/min durchströmt wird. Die Strömungsgeschwindigkeit des Luftstroms beträgt 0,05 m/s. Die Luft wird durch den gasdurchlässigen Staubsammelbehälter am unteren Ende des Strömungsrohres angesaugt, welcher gleichzeitig zur Aufnahme des fal-lenden Partikelmaterials dient. Seitlich am Strömungsrohr erfolgen oberhalb des Austritts des Partikelmaterials aus dem Fallrohr die Probenahmen von alveolengängiger (korrespondierend PM4, „A“) und einatembarer Staubfraktion (korrespondierend PM10, „E“) jeweils im Teilstrom mit 2 l/min.

Materialaufgabe(Trichter, Vorratsgefäß)

Pumpe

Materialauffangbehälter / Luftansaugung (45,67

L/min)

Probenahme A- und E-Staub (2 L/min)

Rüttelrinne

Fallrohr

Johnas-Impaktor

Materialaufgabe(Trichter, Vorratsgefäß)

Pumpe

Materialauffangbehälter / Luftansaugung (45,67

L/min)

Probenahme A- und E-Staub (2 L/min)

Rüttelrinne

Fallrohr

Johnas-Impaktor

Abbildung 2-3: Gegenstrom-Fallrohr des IGF, modifiziert für Impaktor- und OPS-Probenahme


iMA

Richter & Röckle


Diese standardisierte Probenahme wurde ergänzt um weitere Messeinrichtungen zur weiteren Bestimmung der PM10- und PM2,5–Massenfraktionen. Der das Strömungsrohr verlassende Ge-samtstrom wurde dazu über einen zweistufigen Impaktor mit PM10- und PM2,5-Stufen (Johnas-Impaktor, Paul Gothe GmbH) geführt. Ergänzend erfolgte die Entnahme eines Teilstroms und Detektion mittels optischen Partikelzähler (OPZ, Welas, Fa. Palas, Karlsruhe) zur Bestimmung der Partikel-Anzahlverteilung über die Größenklassen.

Die Messdauer der A-/E-Staub- und Johnas-Messungen betrug standardmäßig 10 Minuten pro Probe. Es wurden jeweils Doppelbestimmungen vorgenommen. Soweit nach optischer Inau-genscheinnahme des Materials und der beladenen Filter eine Veränderung der Probenahmezeit sinnvoll erschien, wurde diese entsprechend verlängert bzw. verkürzt, um ausreichende Men-gen an Probenmaterial auf den Filtern zu sammeln bzw. um eine Überladung der Filter und eine daraus resultierende Verschlechterung der Fraktionsabscheidegrade zu vermeiden.

Die gewählten Messzeiten betrugen 5 bis 30 Minuten. Die Messdauer bei Verwendung des op-tischen Partikelzählers betrug 5 Minuten.

Die Untersuchungen wurden mit 5 Steinkohlesorten unterschiedlicher Herkunft (Südafrika (SAF), Nordamerikanische Kraftwerkskohle (US/CA), Russland (RUS), Polen (PL), Kolumbien (COL)) durchgeführt. Zur Untersuchung des Einflusses der Materialfeuchte wurden die 5 Koh-lesorten in jeweils drei konditionierten Zuständen untersucht:

- Original (im Originalzustand der Probenahme)

- 40°C / 50% (Trocknung bei 40 °C und 50 % Luftfeuchte im Trockenschrank bis zur Gewichtskonstanz)

- 106 °C (Trocknung bei 106 °C im Trockenschrank bis zur Gewichtskonstanz)

Weitere Details können den Messberichten von IUTA (2008) und IGF (2008) entnommen wer-den. In nachfolgender Tabelle sind die Probenahmebedingungen der durchgeführten Untersu-chungen zusammengefasst.


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 2-4: Probenahmebedingungen bei der Untersuchung der Staubungsneigung der Schüttgüter.

Gasgeschwindigkeit 0,05 m/s

Gas-Volumenstrom 49 l/min

Probenvolumenstrom, A- und E-Staub 2 l/min

Probenvolumenstrom, Welas-Streulicht-Gerät 5 l/min

Probenvolumenstrom, Johnas-Impaktor 45 l/min

Partikel-Fallmassenstrom 8 m/min ± 2 g

Probenahmezeit, durchschnittlich 10 min

Probenahmezeit, stark staubende Materialien 5 min

Probenahmezeit bei geringer Staubneigung 30 min

Probenmenge pro Messung, durchschnittlich 80 g/Messung

Seitens des IGF ist eine Liste der A- und E-Staubemissions-Raten (A: alveolengängiger Staub PM4; E: einatembarer Staub, etwa PM10) bereits untersuchter Produkte zur Verfügung gestellt worden. In dieser Liste sind die Materialien hinsichtlich der Staubungsneigung anonymisiert in Klassen („very low“, „low“, „moderate“ und „high“) und innerhalb dieser Klassen in der Reihen-folge der Staubentwicklungsrate für A- und E-Staub getrennt aufgeführt (zur Klassifizierung vgl. Tabelle 2-5). Darunter finden sich auch Kohleprodukte, die zum Vergleich der hier untersuchten Produkte herangezogen werden (Kennung „Vergleichsprodukte“ in Tabelle 2-6).

Feuchte Kohleprodukte sind hinsichtlich der Emission von A-Staub demnach vorwiegend in den Kategorien „low“ und „very low“, also eher nur wenig staubend, eingestuft. Die bei 40 °C und 50 % Luftfeuchte konditionierten Materialien finden sich eher in der Klasse der schwach bis mäßig staubenden Substanzen („low“ bzw. „moderate“), wohingegen die bei 106 °C getrockneten Ma-terialien in die moderat staubende Klasse eingestuft werden. Als stark staubend („high“) wurde keine der untersuchten Kohlen eingestuft.

Tabelle 2-5: Kenngrößen zur Einstufung der Staubungsneigung gem. EN 15051

Staubungsneigung A-Staubwert WR E – Staubwert Wi

Sehr gering (Very low“) < 25 < 250

Gering („Low“) 25 -125 250 – 2500

Mäßig („Moderate“) 125 – 1250 2500 – 12500

Hoch („High“) > 1250 > 12500


iMA

Richter & Röckle


2.4.3.2 Ergebnisse – Staubungsverhalten von Steinkohleproben Die E-Staubraten der untersuchten nicht-konditionierten Kohlematerialien (entsprechend der am Kraftwerk umgeschlagenen Kohle) weisen die niedrigsten Emissionsraten aller bislang per IGF-Fallturm untersuchten Materialien auf. Die bei 40 °C und 50 % Luftfeuchtigkeit behandelte Koh-le wird in die Kategorie „schwach staubend“ („low“) eingestuft, wobei die kolumbianische Kohle als „moderat“ eingestuft wird und nach dieser Konditionierung höhere Emissionsraten aufweist. Die bei 106 °C getrockneten Kohlen werden in die Stufen „low“ (Kolumbien, Südafrika) bis „high“ (Nordamerika) eingestuft.

Abbildung 2-4 zeigt die vergleichende Darstellung des Staubungsverhaltens nach EN 15051 „Continuous drop“ und die Ergebnisse der Messungen mit optischem Partikelzähler (OPZ-Messungen). Abbildung 2-5 zeigt die Ergebnisse der Messungen mit dem mehrstufigen Johnas-Impaktor. Die mittels Johnas-Impaktor und OPZ im Abstrom des Versuchsstandes ermittelten Werte geben die relativen Einstufungen der A- und E-Staubwerte tendenziell ebenfalls wieder. Die höchsten Staubungswerte weisen die jeweils bei hohen Temperaturen (106 °C) getrocknete Kohlematerialien mit der Herkunfsbezeichnungen Russland, Nordamerika und Polen auf. Die nativen nicht-konditionierten Kohlematerialien zeigen durchweg eine eher geringe Staubungs-neigung.

Erwartungsgemäß treten bei Erfassung der final aus der Apparatur ausgetragenen Luftströ-mung hohe Staubanteile mit Partikeldurchmessern kleiner 10 µm auf. Die mittleren aerodyna-mischen Durchmesser der OPZ-Messungen liegen für alle Materialien, auch die gering („low“) staubenden Güter, unterhalb 5 µm. Diese Werte dienen lediglich der Charakterisierung der Staubungsneigung und können nicht direkt zur Ermittlung der Partikeldurchmesser beim Koh-lenumschlag an Kraftwerken herangezogen werden. Es ist jedoch zu erwarten, dass auch an Anlagenstandorten emittierter Kohlenstaub mit größeren Partikeldurchmessern im direkten Hal-denumfeld auf dem Gelände sedimentiert.

Die Ergebnisse zeigen, dass die nicht getrockneten Kohlen (Originalproben) qualitativ in die Kategorie „nicht staubend“ bis „nicht wahrnehmbar staubend“ gemäß VDI 3790, Blatt 3 einge-stuft werden können. Die getrockneten Kohlen sind - mit einer Ausnahme – der Kategorie „nicht wahrnehmbar“ bis „mittel“ staubende Güter zuzuordnen.


iMA

Richter & Röckle


1

10

100

1000

10000

100000

Orig

inal

Orig

inal

Orig

inal

Orig

inal

Orig

inal

40°C

/ 50

% rH

40°C

/ 50

% rH

40°C

/ 50

% rH

40°C

/ 50

% rH

40°C

/ 50

% rH

106

°C

106

°C

106

°C

106

°C

106

°C

SAF US/CA RUS PL COL SAF US/CA RUS PL COL SAF US/CA RUS PL COL

A-S

taub

ungs

kenn

zahl

1

10

100

1000

10000

E-S

taub

ungs

kenn

zahl

, OP

Z-K

ennz

ahl

Staubung A-Staub

Staubung E-Staub

PartikelanzahlkonzentrationOPZ [Partikel/cm³]

Ger

ing

Seh

r ger

ing

Mäß

ig

Abbildung 2-4: Staubungsneigung der untersuchten Steinkohlen (IGF-Messungen) in Abhängigkeit von

der Trocknung im Labor


iMA

Richter & Röckle


0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

orig

inal

orig

inal

orig

inal

orig

inal

orig

inal

40°5

0%

40°5

0%

40°5

0%

40°5

0%

40°5

0%

106

°C

106

°C

106

°C

106

°C

106

°C

SAF US/CA RUS PL COL SAF US/CA RUS PL COL SAF US/CA RUS PL COL

mg/kg < 2,5 µm PM2.5 2,5-10 µm > 10 µm

Abbildung 2-5: Staubentwicklung pro kg abgeworfenem Schüttgut in Abhängigkeit von der Kohlekondi-

tionierung (Johnas-Impaktor-Messung) - Kontinuierlicher Fall im Gegenstrom (DIN EN 15051, Methode B), Impaktor-Messung gemäß VDI-RL 2066-Bl.10 (lineare Skalierung)


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 2-6: Ergebnisse der Untersuchungen zur Staubungsneigung von Kohleprodukten (Eigene Un-tersuchungen und Angaben der IGF-Datenbank)

Kohleprodukte - Entwicklung von E- und A-Staub nach DIN 33897-2 und nach EN 15051-B

Einatembar (E-Staub) Resirabel (A-Staub) Schütt- Gut-Produkt WI mg/kg Einstufung W R mg/kg Einstufung dichte feuchte(Temp.-Angabe: Trocknungsmethode) EN 15051-B EN 15051-B EN 15051-B EN 15051-B (g/cm³) (M.-%)

SK1 Steinkohle Kolumbien 106°C 893 Low 69,7 Low 0,79 7,3

SK2 Steinkohle Kolumbien 40°C 4.380 Moderate 90,6 Low 0,78 7,2

SK3 Steinkohle Kolumbien Original 1.030 Low 24,4 Very Low 0,74

SK4 Steinkohle Nordamerika 106°C 16.112 High 602,0 Moderate 0,81 10,4

SK5 Steinkohle Nordamerika 40°C 419 Low 66,6 Low 0,69 9,1

SK6 Steinkohle Nordamerika Original 9 Very Low 9,0 Very Low 0,65

SK7 Steinkohle Polen 106°C 10.494 Moderate 485,0 Moderate 0,87 11,1

SK8 Steinkohle Polen 40°C 1.070 Low 94,6 Low 0,78 9,2

SK9 Steinkohle Polen Original 10 Very Low 9,5 Very Low 0,71

SK10 Steinkohle Russland 106°C 5.000 Moderate 281,0 Moderate 0,84 10,4

SK11 Steinkohle Russland 40°C 2.270 Low 131,7 Moderate 0,77 10,7

SK12 Steinkohle Russland Original 9 Very Low 9,2 Very Low 0,68

SK13 Steinkohle Südafrika 106°C 1.210 Low 130,1 Moderate 0,88 8,4

SK14 Steinkohle Südafrika 40°C 1.350 Low 116,0 Low 0,84 6,5

SK15 Steinkohle Südafrika Original 13 Very Low 12,5 Very Low 0,75

BK1 Braunkohle GBN 40°C B M110221/08 4.479 Moderate 112,0 Low 0,56 7,2

BK2 Braunkohle GBN 106°C A 305 Low 29,8 Low 0,55 7,0

BK3 Braunkohle GBN 106°C A M110221/06 401 Low 31,1 Low 0,64 7,0

BK4 Braunkohle GBN 40°C B 3.922 Moderate 126,0 Moderate 0,60 7,2

BK5 Braunkohle GBS 106°C A 350 Low 26,8 Low 0,54 9,9

BK6 Braunkohle GBS 106°C A M110221/05 2.385 Low 41,4 Low 0,53 9,9

BK7 Braunkohle GBS 40°C B 9.487 Moderate 311,0 Moderate 0,57 4,7

BK8 Braunkohle GBS 40°C B M110221/07 203 Low 203,0 Low 0,61 4,7

V1 Indonesian Coal 2.465 Low 20,9 Very Low 0,77 9

V2 Indonesian Coal 4.055 Moderate 33,4 Low 0,77 8

V3 Indonesian Coal 663 Low 45,3 Low 0,77 10

V4 Kohle 0-5mm feucht 321 Low 28,6 Low 0,68 8

V5 Kohle 0-5mm feucht 416 Low 12,5 Very Low 0,68 2,5

V6 Kohle 0-5mm nass 58 Very Low 11,4 Very Low 0,68 12,3

V7 Kohle 0-5mm trocken 636 Low 31,5 Low 0,68 0

V8 Kohle Kolumbien 16.589 High 368,4 Moderate k.A. k.A.

V9 Kohle Südafrika 21.412 High 495,6 Moderate k.A. k.A.

V10 Kohlenstaub 25.838 High 901,0 Moderate 0,54 2,0

V11 Kohlenstaub 57.002 High 2.416,8 High 0,62 2,8

SK: Kohleproben, KW Bergkamen BK: Kohleproben, KW Neurath V: Vergleichsproben GBN/GBS: Bezeichnung der Grabenbunker-Proben

Messung der Gutfeuchte und Dichte der SK- und BK-Proben durch IUTA


iMA

Richter & Röckle


2.5 Bisher veröffentlichte PM10- und PM2,5-Emissionsfaktoren für den Um-schlag und die Lagerung von Steinkohleprodukten

2.5.1 Externe Arbeiten: Übersicht Verschiedene Autoren haben Untersuchungsergebnisse zu Emissionsfaktoren für die Lagerung und den Umschlag von Kohle veröffentlicht. Dabei handelt es sich um Originalarbeiten, Über-sichtsbeiträge bzw. Literaturstudien sowie Arbeitshilfen zur Quantifizierung von Emissionsraten. Nur in wenigen Arbeiten wird Bezug zu PM10 bzw. PM2,5 genommen. Meist handelt es sich um Angaben zur Gesamtstaubemission (TSP).

Die nachfolgend aufgelisteten Übersichtsbeiträge liefern zusammenfassend Formeln und Emis-sionsfaktoren unterschiedlicher Originalarbeiten:

− VDI 3790 Blatt 3 (2010)

− Trenker/Höflinger (Trenker, C. und Höflinger, W. 1999)

− Jockel (Jockel, W. 1992)

− US-EPA AP 42-Beiträge (EPA 2006; EPA 2009a; EPA 2009b)

− Arbeitshilfe „Technische Grundlage diffuse Staubemissionen“, Bundesministerium für Wirtschaft und Arbeit BMwA, Österreich (BMwA (Hrsg.) 1999)

− Stein & Crow (2006).

In folgenden Arbeiten werden Emissionsfaktoren für unterschiedliche Umschlags- bzw. Erosi-onsvorgänge abgeleitet:

− Kahnwald (Kahnwald, H. 1977; Kahnwald, H. 1994)

− Pieper (Pieper, H. 1995; Pieper, H. 2004)

− Eickelpasch, Eikelpasch/Kahnwald (Eickelpasch, D. 1993; Eickelpasch, D. und Kahnwald, H. 1995)

− Vrins (Vrins, E.; Hofschreuder, E. und Oseburg, F. 1988)

− Tooker (Tooker, G. E. 1992)

− Visser (Visser, G. T. 1992).

In folgenden Arbeiten werden Emissionsfaktoren für die Kohlelagerung und den Kohlenum-schlag, basierend auf Messungen an Kraftwerksstandorten, beschrieben:

- KW Bergkamen, STEAG-AG (ANECO Institut für Umweltschutz GmbH & Co. KG 2006; Böhme, T. 2007)

- KW Scholven, Gelsenkirchen, E.ON Kraftwerke GmbH (Müller-BBM 2006; Müller-BBM 2007)


iMA

Richter & Röckle


- KW Hamm-Uentrop, RWE Power AG (Eurofins / GfA Gesellschaft für Arbeitsplatz- und Umweltanalytik mbH 2007).

In Immissionsprognosen, die im Rahmen von Kraftwerksplanungen durchgeführt werden, wer-den Gesamtstaub-Emissionsfaktoren für den Umschlag und die Lagerung von Kohlen häufig nach Richtlinie 3790 Blatt 3 rechnerisch abgeschätzt. Diese Gutachten werden im Folgenden, soweit öffentlich zugänglich, ebenfalls ausgewertet.

2.5.2 Kernaussagen der externen Arbeiten zu Emissionsfaktoren • Pregger (2006) gibt einen Emissionsfaktor von 75 g Staub pro Tonne umgeschlagene Kohle

an, wovon 35 % auf den PM10-Anteil und 5 % auf den PM2,5-Anteil entfallen. Diesen Emissi-onsfaktor hat Pregger anhand von Formeln, die von Pieper (1995) entwickelt wurden, abge-leitet und bei einem UBA-Fachgespräch im Jahr 1998 dargestellt. Für PM10 errechnet sich damit ein pauschaler Emissionsfaktor von 25 g/t, für PM2,5 von ca. 4 g/t.

• Ältere Quellen (z. B. UBA (1983)) geben Staubemissionsfaktoren zwischen 100 und 400 g/t an.

• Bolle (2003) gibt Gesamtstaub-Emissionsfaktoren von ca. 6 g/t für die Aufnahme von Kohle und ca. 20 g/t für den Abwurf Kohle bei der Schiffsentladung an.

• Die Abwehung von Kohlehalden besitzt je nach Literaturquelle Gesamtstaub-Emissionsfaktoren zwischen 0 und 10 g/(m² ⋅ d) (siehe z. B. Bolle (2003)).

• Die Arbeiten von Kahnwald zu den Staubemissionen beim Lagern und Umschlag von Schüttgütern (Kahnwald, H. 1977; Kahnwald, H. 1994) sowie von Pieper zur Beurteilung der Staubentwicklung beim Umschlag von Schüttgütern (Pieper, H. 1995) stellen den inhaltlichen Kern des Textes der VDI-Richtlinie 3790 Blatt 3 zur Bestimmung der Emissionen aus Lage-rung, Umschlag und Transport von Schüttgütern dar.

• Vrins untersuchte Emissionsraten beim Abwurf von Kohle von einem Förderband auf Halde (Vrins, E.; Hofschreuder, E. und Oseburg, F. 1988). Die Immissionsmessstellen wurden im Abstand von 30 m in Lee der Quelle installiert. Die Abwurfrate betrug zwischen 20 und 300 t/h, die Abwurfhöhe lag zwischen 1 und 4 m. Die untersuchten Kohlen wiesen Wasser-gehalte zwischen 4 und 8 % auf. Während der Messungen wurden Windgeschwindigkeiten zwischen 2 und 7 m/s aufgezeichnet. Zur genaueren Charakterisierung der umgeschlagenen Materialien wurden die Messungen ergänzt um Staubungsuntersuchungen im Windkanal und im Fallturm. In der Veröffentlichung sind erste Ergebnisse des Vorhabens dargestellt. Demnach überwiegt beim Umschlag feuchter Kohle die windinduzierte Abwehung die Auf-wirbelung durch Impaktion. Die Feldversuche zeigten die Veränderung der Partikelgrößen-verteilung mit zunehmender Entfernung von der Quelle, gaben aber nicht die im Labor erziel-


iMA

Richter & Röckle


ten Ergebnisse wieder. Als Ursache wird die bei den Laboruntersuchungen nicht einbezoge-ne windinduzierte Abwehung vermutet.

• Visser (1992) untersuchte den Abwurf von Kohle auf Halde senkrecht zur Windanströmung in einem Windkanal. Die Abwurfhöhe betrug ca. 1,5 m. Der Windkanal besaß eine Länge von 4,5 m bei einem Querschnitt von 0,4 m x 0,8 m. Visser unterschied die Emissionen in die An-teile Windverwehung und Impaktionsfreisetzung (Aufprall), wobei die Windverwehung den dominierenden Anteil darstellte und die Impaktion nur bei geringen Windgeschwindigkeiten überwog. Gemäß den quellnahen Messungen waren die Emissionen proportional zur 4. Po-tenz der Windgeschwindigkeit und umgekehrt proportional zur 4. Potenz der Gutfeuchte (%). Die Emissionsquellstärke für quellnahe Messungen ließ sich für die Partikel < 500 µm be-rechnen zu

5,442,31,82,6 1010 −− +=+= MUMSIE

mit E: Emissionsfaktor Gesamtstaub (mg/kg), I = Impaktionsanteil, S = Windverwehungsanteil, M = Feuchte des Materials (%), U = Windgeschwindigkeit (m/s). Als Randbedingung wird vorausgesetzt, dass der per Siebung der Kohle ermittelte Anteil der Partikel < 500 µm zwischen 7,6 und 15,6 % liegt.

• Lohmeyer untersuchte die Emissionen ruhender Bergehalden (1988). Demnach liegt bei ru-henden Halden nur eine geringe Staubemission im Vergleich zu aktiven Halden vor. Bei Starkwindereignissen (> 6 m/s) wurde abwehfähiges Material innerhalb kurzer Zeit ausgetra-gen, so dass die Haldenoberfläche an dieser Fraktion verarmte und die Emissionsrate zu-rückging. Verkrustungen des Materials aufgrund von Feuchtigkeitseinfluss und Setzungsef-fekten hatten einen analogen Effekt. Unterhalb von Windgeschwindigkeiten zwischen 4 und ca. 5 m/s wurden keine Emissionen aufgrund von Abwehungen festgestellt. Emissions-Zeitreihen (Tagesmittelwerte) wurden für Tage mit Starkwindereignissen ohne Niederschlag generiert. Mit gemessenen Emissionsraten (Tagesmittelwerte des abwehungsfähigen Mate-rials, ermittelt per Saugversuch) wurden anschließend Ausbreitungsrechnungen durchge-führt. Die Ergebnisse zeigten, dass die Emissionsrate deutlich niedriger lag als bei der Nicht-berücksichtigung einer Verarmung der Haldenoberfläche an abwehungsfähigem Material.

• Laut Gillette ist die windinduzierte Emissionsrate proportional zur 4. Potenz der Windge-schwindigkeit (Gillette, D. A. und Passi, R. 1988). Somit können die bei einer bestimmten Windgeschwindigkeit (gültig für die Emissionshöhe) ermittelten Emissionsraten auf andere Windgeschwindigkeiten umgerechnet werden.

• In Österreich werden die Emissionen des Schüttgutumschlags gemäß VDI RL 3790 berech-net. Hinsichtlich der PM10- und PM2,5-Anteile werden mit 47,3 % und 14,9% die Werte ver-wendet, die mittels einer eigenen Apparatur die Fraktionsemissionsgrade von Tren-ker/Höflinger für unterschiedliche Substanzen bestimmt wurden (Rheina-Wolbeck, G. und Höflinger, W. 2006; Trenker, C. und Höflinger, W. 1999; Winiwarter, W. C., Trenker; W.,


iMA

Richter & Röckle


Höflinger 2001) . Ebenso wie bei Pieper (1995) wird das Einmischen von Luft in den fallen-den Gutstrom als wichtige Ursache für die Staubungsneigung des Materials angesehen. Das untersuchte Kohlematerial wird mit einer Schüttdichte von 0,8257 g/cm³ bei einer Gutfeuchte von 4,279 g/kg (g Wasser / kg trockenem Gut) charakterisiert.

Hinsichtlich der PM10- und PM2,5-Anteile sind die Autoren folgender Auffassung (Winiwarter, W. C., Trenker; W., Höflinger 2001): „Die in der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 (VDI 1999) ange-führten Gleichungen können für die einzelnen Verfahrensschritte (Aufnehmen, Abkippen, ...) beim Schüttgutumschlag angewendet werden. … .“ Die VDI- Richtlinie 3790 gibt im Gegen-satz zur EPA nur Formeln für die Berechnung des Gesamtstaubes an, nicht aber für PM10 und PM2,5. Die Anteile von PM10 bzw. PM2,5 am Gesamtstaub können jedoch aus den Fakto-ren der EPA ermittelt werden. Demnach liegt der Anteil von PM10 bei 47,3% des Gesamt-staubs, der von PM2,5 bei 14,9%.

• Tooker (1992) untersuchte die theoretischen Zusammenhänge beim Abwurf von Kohle von einem Förderband und bestimmte daraus rechnerisch den Volumenstrom an verdrängter Luft. Die Untersuchungen beziehen sich auf die Parameter Abwurfhöhe und -volumenstrom, Partikeldurchmesser sowie geometrische und technische Randbedingungen.

• Von IUTA wurden im Auftrag des Landesumweltamtes NRW Korngrößenverteilungen der im Lee von Halden gewonnenen Staubproben ausgewertet (IUTA e.V. 1996). Beprobt wurde u. a. sowohl aktive als auch ruhende Feinerz-Halden, Illmenit-Halden sowie Erzmischbetten. Die Probenahme erfolgte jeweils für 24 Minuten innerhalb eines Zeitraums von ½ – 2 Stun-den. Die Bestimmung der Korngrößenverteilung erfolgte mittels Auswertung der Filter per Rasterelektronenmikroskop. In Abhängigkeit vom untersuchten Material betrug der mittlere Durchmesser des erfassten Feinerz-Partikelmaterials (d50) zwischen ca. 0,1 µm und 10 µm. Kohlematerial wurde nicht untersucht.

• Kahnwald untersuchte die funktionalen Zusammenhänge bei der Abtragung und Verwehung von Erzen (Kahnwald, H. 1977). Dazu wurden Windkanalversuche in einem Kanal mit einer Querschnittsfläche 0,4 m x 0,4 m und einer Länge von ca. 4,7 m durchgeführt. Die Untersu-chungen bezogen sich auf TSP-Werte, eine Betrachtung von einzelnen Größenfraktionen er-folgte nicht. Für Haldenabwehungen wurde ein funktionaler Zusammenhang zur Windge-schwindigkeit, mittlerem Partikeldurchmesser, Korndichte und Haldengeometrie abgeleitet. Für Erze wurde oberhalb von Feuchten von ca. 1 % bis 2 % bei Windgeschwindigkeiten von 6 m/s keine Abwehungen festgestellt.

• Von der US-amerikanischen Umweltbehörde EPA wurden Emissionsfaktoren für die Hand-habung staubender Güter sowie von Haldenabwehungen festgelegt (Ch. 13.2.4, Aggregate Handling and Storage Piles (EPA 2009a) und Ch. 13.2.5, Industrial Wind Erosion (EPA 2009b)). Diese gelten als integrale Faktoren für

− das kontinuierliche oder diskontinuierliche Abladen des Materials auf Halde


iMA

Richter & Röckle


− Winderosion an der Haldenoberfläche und der umlegenden Areale

− das kontinuierliche oder diskontinuierliche Aufnehmen und Verladen sowie

− die Emissionen ausgehend von Fahrbewegungen auf dem Areal

und werden als Funktionen der Windgeschwindigkeit (ohne Angabe der Messhöhe) und der Materialfeuchte für verschiedene Kornfraktionen wie folgt festgelegt:

( )

3,1

4,1

2

2,20016,0

M

ukE

⋅=

mit

E = Emissionsfaktor in kg/t u = Jahresmittelwert der Windgeschwindigkeit in m/s M = Durchsatzleistung in Mio. t/a k = 1 (TSP), 0,74 (PM30), 0,48 (PM15), 0,35 (PM10), 0,2 (PM5) und 0,11 (PM2,5 )

Die Formel gilt für die Summe über alle oben genannten staubemittierenden Vorgänge. Ab-weichend davon werden bei Patterson & Rosendahl (2005) abweichende Faktoren für den Gutabwurf im Freien sowie Gutübergabe in vollständig eingehausten Bereichen abgeleitet.

Die Gültigkeit der Formel ist beschränkt auf Windgeschwindigkeiten zwischen 0,6 und 6,7 m/s, Schüttgut-Feuchten von 0,25 - 4,8% sowie einen PM75 Anteil (Silt Content, Partikel-fraktion mit Durchmessern kleiner oder gleich 75 µm) des umgeschlagenen Materials von 0,44% bis max. 19%. Den Untersuchungen liegt u. a. auch die Auswertung von Kohlenpro-ben zugrunde, deren PM75-Gehalte zwischen 0,6 und 7,7 % und Feuchten zwischen 2,7 und 20 % betrugen. Nach dieser Formel wird für den PM10-Anteil am Gesamt-Schwebstaub 35 % angenommen, für PM2,5 11 %.

• Basierend auf US-amerikanischen Windkanaluntersuchungen wurden Modellansätze zur Beschreibung windinduzierter Erosionseffekte abgeleitet. Grundlage ist dabei, dass Stark-windereignisse den Staubaustrag maßgeblich charakterisieren (EPA 2009b). Diese, meist maximal 2 Minuten dauernden Ereignisse werden in den USA im Rahmen der Wetterbeo-bachtung als „Fastest Mile of Wind“ erfasst. Mittels dieser Größe kann die lokal wirksame Schubspannungsgeschwindigkeit als Maß für die oberflächlich wirksamen atmosphärischen Kräfte berechnet werden. Gemeinsam mit einer für unterschiedliche Oberflächenarten fest-gelegten Grenz-Schubspannungsgeschwindigkeit kann ein korngrößenklassenspezifisches Erosionspotential berechnet werden, welches mittels geeigneter Formeln in eine jährliche flächenspezifische Abtragungsrate umgerechnet werden kann. Um die PM10-Emission aus den TSP-Emissionsraten (= PM30) zu ermitteln, wird mit dem Faktor 0,5 multipliziert, für PM2,5 mit dem Faktor 0,2. Die mit diesem Formelwerk berechneten Werte sind nicht zur Verwen-dung für Ausbreitungsrechnungen vorgesehen.


iMA

Richter & Röckle


• In einem weiteren Beitrag zum Emissionsinventar der US-Wirtschaft werden Emissions-Kenngrößen für den nordamerikanischen Kohle-Tagebau angegeben (EPA 2006). In diesem werden nachfolgende fraktionsbezogene Größen für den Einsatz von Kratzern, von Radla-dern bzw. LKW-Umschlag genannt.

- Stein (Stein, D. und Crow, G. 1984) gibt Emissionsfaktoren für den Kohleumschlag an, die in den USA Ende der 1970er Jahre von Cowherd et. al. auf Grundlage von Feldver-suchen zusammengestellt wurden. Demnach kann als Größenordnung für die Staub-emission eines Beladevorgangs (Radlader, Wagon) oder für die Winderosion ein Wert zwischen 0,005 und 6,5 g/t Umschlaggut angenommen werden, für kontinuierliche La-deprozesse 0,0145 bis 9,5 g/t. Diese Faktoren lagen deutlich niedriger als vorher veröf-fentlichte Werte.

Tabelle 2-7: Fraktionsbezogene Emissionsfaktoren für verschiedene Umschlag-Vorgänge

Emissionsfaktor E Vorgang Material Einheit

TSP < 30 µm

PM15 PM10 PM2,5

LKW-Ent/Beladen

Kohle kg/t 2,1

58,0M

9,00596,0

M

9,0596,075,0 M

2,1

58,0019,0 M

Kratzereinsatz Abraum kg/m³ 3,0

1,10046,0M

d

3,0

7,00029,0M

d

,0

7,00029,075,0 Md

3,0

1,10017,0M

d

Radlader-einsatz

Kohle kg/h 4,1

2,16,35M

s 4,1

5,144,8M

s1

5,144,875,0 Ms

4,1

2,16,35022,0 Ms

Legende zur Tabelle: M: Materialfeuchte (%), s: PM75-Gehalt (Silt content) (%) d: Abwurfhöhe (m)

Für den Umschlag von Kohle werden folgende Emissionsfaktoren pro Tonne umge-schlagenen Materials angeben (EPA 2006):

− Abwurf von Ladefläche über LKW-Heck: 0,014 kg/t (alternativ: 0,0001 kg/t)

− Zugbeladung (kontinuierlich und diskontinuierlich): 0,014 kg/t (alternativ: 0,002, 0,004, 0,007, 0,01, 0,033 kg/t)

• Kon et al. (Kon, L. C. D., S.; Korre, A. 2007) leiten funktionale Zusammenhänge für die wind-induzierte Abwehung partikelförmigen Materials unter besonderer Berücksichtigung der at-mosphärischen Turbulenz und daraus resultierenden Windböen ab. Es wird insbesondere


iMA

Richter & Röckle


darauf hingewiesen, dass die natürlich auftretenden Windfluktuationen nicht im gleichen Um-fang im Windkanal-Experiment abgebildet werden können. Hieraus können Diskrepanzen zwischen den Ergebnissen aus Modelluntersuchungen und Feldversuchen resultieren.

2.5.3 Immissionsmessungen an Steinkohlekraftwerksstandorten An mehreren deutschen Kraftwerksstandorten wurden Immissionsmessungen durchgeführt, um Aufschluss über auftretende diffuse Emissionen zu erhalten. Dazu wurden i. d. R. luv- und lee-seitig Schwebstaubmessungen unmittelbar an Halden sowie in einiger Entfernung (bis zu 500 m bzw. 1 km) vorgenommen. Die Daten wurden meist als Tagesmittelwerte erfasst.

• Am Standort des Steinkohlekraftwerks Bergkamen wurden über vier Wochen (24. Oktober bis 21. November 2006) Messungen der Immissionskonzentration nördlich des Hafenlagers auf Höhe des Betriebslagers und am Hafenkai nördlich der Schiffsentladung durchgeführt (Böhme, T. 2007). Die Erfassung von PM10 und PM2,5 erfolgte jeweils als 24h-Mittelwert. Am Standort wurden parallel meteorologische Größen (Windrichtung und -geschwindigkeit in 10 m Höhe) gemessen. Die Mittelwerte der Luv- und Lee-Messreihen unterschieden sich für die jeweilige Fraktion nur um etwa 1,5 µg/m³. Die mittleren PM10-Konzentrationen lag mit 21 µg/m³ unterhalb des Jahresgrenzwertes nach 39. BImSchV (40 µg/m³). Weiterhin zeigte sich eine hohe Übereinstimmung des zeitlichen Verlaufs und der Absolutwerte der auf dem Ge-lände gemessenen Werte mit den zeitgleich erhobenen PM10-Daten der nächstgelegenen Messstellen des Landesumweltamtes NRW. Eine Korrelation der gemessenen Konzentratio-nen zu Verladeaktivitäten war nicht zu erkennen (Böhme, T. 2007). Daraus wurde geschlos-sen, dass die an dem Messorten auf dem Gelände gemessenen Konzentrationen nicht merk-lich durch Staubemissionen des Werksbetriebes beeinflusst werden. Emissionsfaktoren un-ter Berücksichtigung der Meteorologie und Umschlagbedingungen wurden nicht bestimmt.

• Mittels Staubmessungen wurde der Beitrag bodennaher Quellen auf dem Gelände des Steinkohlekraftwerks Scholven abgeschätzt (Müller-BBM 2006). Dazu wurden im 2. Halbjahr 2005 für 6 Monate Tagesmittelwerte der PM10-Konzentration an fünf Punkten und Staubnie-derschlag an vier Punkten auf dem Betriebsgelände gemessen. Die Messungen erfolgten im täglichen bzw. zweitägigen Rhythmus, zusätzlich wurden die Proben auf Staubinhaltstoffe untersucht.

Die an den Geländegrenzen des Kraftwerksstandortes gemessene mittlere PM10-Konzentration lag bei 25 µg/m³, weiterhin zeigte sich für diese Werte eine hohe Überein-stimmung des zeitlichen Verlaufs der auf dem Gelände gemessenen Werte mit den zeit-gleich erhobenen PM10-Daten der nächstgelegenen Messstellen des Landesumweltamtes NRW (Bottrop, Gelsenkirchen). Daraus wurde geschlossen, dass die an den Werksgrenzen gemessenen Konzentrationen nicht merklich durch Staubemissionen des Werksbetriebes beeinflusst werden. Auf dem Gelände wurden höhere Konzentrationen mit Mittelwerten zwi-schen 26 und 44 µg/m³ gemessen. Der zeitliche Verlauf der Tagesmittelwerte entsprach


iMA

Richter & Röckle


nicht dem der Vergleichsstationen, so dass hier eher eine Beeinflussung der gemessenen Werte durch lokale Quellen gegeben war. Emissionsfaktoren unter Berücksichtigung der Me-teorologie und Umschlagbedingungen wurden nicht bestimmt.

• Weiterhin wurden für einen sechswöchigen Zeitraum die Wirkung der diffusen Emissionen aus dem Umschlag und der Lagerung von Petrolkoks am Kraftwerksstandort Scholven un-tersucht (Müller-BBM 2007). Dazu wurden über sechs Wochen (Mai bis Juli 2007) PM10-Tagesmittelwerte u. a. am Rand des Betriebsgeländes und auf den für den Kohleabtrag von Halden verwendeten Kratzern erfasst. Die an den Geländegrenzen gemessenen mittleren Konzentrationen lagen sämtlich unterhalb 40 µg/m³. Sowohl zeitlicher Verlauf als auch Abso-lutwert der gemessenen Konzentrationen wiesen eine gute Übereinstimmung zu den Ver-gleichsstationen des LANUV NRW auf. Daraus wurde geschlossen, dass die an den Messor-ten auf dem Gelände gemessenen Konzentrationen nicht merklich durch Staubemissionen des Werksbetriebes beeinflusst werden. Emissionsfaktoren unter Berücksichtigung der Me-teorologie und Umschlagbedingungen wurden nicht bestimmt.

• Am Standort des Steinkohlekraftwerks Hamm-Uentrop wurden im Zeitraum November 2006 bis Mai 2007 Immissionsmessungen im Umfeld zweier offener Kohlehalden (Kohlendurch-satz 110.000 t/Woche) durchgeführt (Eurofins / GfA Gesellschaft für Arbeitsplatz- und Um-weltanalytik mbH 2007). Der Staubniederschlag wurde als Raster um die Halde und an 3 Messpunkten auf 1 km Länge in nordöstlicher Verlängerung der Haldenachse (Hauptwind-richtung) erfasst. An zwei Messpunkten jeweils unmittelbar in Nähe der südwestlichen und nordöstlichen Stirnflächen der Halden wurden PM10 - Tagesmittelwerte gemessen. Zusätzlich fand eine Staubniederschlagsmessung in ca. 1 km Abstand vom Betriebsgelände statt (sog. Nahbereichsmessung). Die an den Halden gemessenen Mittelwerte betrugen 35,6 µg/m³ und 62,9 µg/m³ bei 19,6 µg/m³ in Nahbereich (Hintergrundbelastung). Die höchsten Konzentrati-onen traten unmittelbar in Lee der Halde auf. Die Staubniederschlagsmessungen zeigten in Hauptwindrichtung ebenfalls ein rasches Abklingen der erfassten Konzentrationen, was als rasches Absedimentieren der Stäube interpretiert wurde. Eine Ermittlung der Zusatzbelas-tung durch Kohleumschlagsaktivitäten wurde aufgrund der fehlenden allgemeingültigen Be-stimmungsmethodik nicht vorgenommen. Durchgeführte laserdiffraktometrische Untersu-chungen hätten zwischen PM10, PM2,5 und PM1 differenzieren können, lieferten aber im Ver-gleich zum gravimetrischen Verfahren unplausible Ergebnisse, so dass dieses Messverfah-ren für die Kohlenstaubcharakterisierung als ungeeignet angesehen wurde (Eurofins / GfA Gesellschaft für Arbeitsplatz- und Umweltanalytik mbH 2007).

2.5.4 Kernaussagen externer Immissionsprognosen zu Emissionsfaktoren In Immissionsprognosen, die im Rahmen von Kraftwerksplanungen durchgeführt wurden, wur-den Gesamtstaub-Emissionsfaktoren für den Umschlag und die Lagerung von Kohlen häufig nach Richtlinie 3790 Blatt 3 rechnerisch abgeschätzt.


iMA

Richter & Röckle


Bei der Vorgehensweise nach VDI 3790 Blatt 3 besteht der Bedarf einer individuellen Festle-gung, insbesondere hinsichtlich dreier emissionsrelevanter Parameter: Umfeldfaktor, Stau-bungsneigung des Umschlaggutes und Anteil der PM10- bzw. PM2,5-Emissionen an den Emissi-onsfaktoren.

In den Prognosen wurden die Umfeldfaktoren (Faktor zwischen 0 und 1 zur Beschreibung der Emissions-Minderungswirkung der lokalen bau- und strömungstechnischen Verhältnisse) ent-sprechend der jeweiligen lokalen und anlagentypischen Verhältnisse abgeschätzt. Berücksich-tigt wurden beispielsweise die Abschirmwirkung von Einhausungen für Übergabestellen oder Kohlelager. Ein konkreter messtechnischer oder modellhafter Beleg dafür wurde nicht ange-führt.

Die Staubungsneigung von Kohle gemäß der nach VDI 3790 Blatt 3 vorgesehenen Klassen erfolgte i. d. R. als „nicht wahrnehmbar staubend“ bzw. in Einzelfällen auch als „schwach stau-bend“.

Der PM10-Anteil an den Emissionsraten, die für Gesamtstaub nach VDI 3790 Blatt 3 ermittelt wurden, wurde i. d. R. anhand nationaler und internationaler Übersichtsbeiträge und in zwei Einzelfällen anhand von Messungen der Korngrößenverteilung umgeschlagener Kohle abge-schätzt. Die in öffentlich zugänglichen Berichten zu Immissionsprognosen verwendeten Werte sind in nachfolgender Tabelle 2-8 zusammengestellt.


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 2-8: Feinstaubanteile am Gesamtstaub und Staubungsneigung für Kohle gemäß den uns vor-liegenden Immissionsprognosen

Kraftwerk Gutachter > PM10 (%) PM10 (%)1) PM2,5 (%)1) a Datenquelle

KW Brunsbüttel Müller BBM GmbH 2007 60 40 -- 10 --

KW Brunsbüttel TÜV Nord 2009 85 14 -- 10 IFV

KW Großkrotzenburg ArguMet GmbH 2008 90 10 5 -- ARG

KW Lubmin (Kohlelager) T. Lober 2005 65 30 5 -- PRE, EPA

KW Lubmin (Dozer) T. Lober 2005 95 05 0 -- McE

KW Lubmin (Filter) T. Lober 2005 10 90 45 -- TÜV

KW Lausward (Kohlelager) Evonik 25 + 402) 35 -- -- PRE

KW Lausward (Filterabluft) Evonik 25 + 402) 35 -- -- PRE

KW Mannheim Erörterung k. A. k. A. -- 10, 32 NRW

KW Großkrotzenburg Ing.-B. f. Umweltschutztechnik 50 + 403) 40 5 + 54) -- ARG

KW Großkrotzenburg Ing.-B. f. Umweltschutztechnik 40 – 705) 20 - 40 10 - 204) -- ARG

1): Fraktion des PM10, Angabe des %-Anteils am Gesamtstaub 2): 40 %: 10 < dp < 10 µm; 25 %: dp > 50 µm 3): 40 %: 10 < dp < 50 µm; 50 %: dp > 50 µm 4): jeweils 5 %: 2,5 < dp < 10 µm und dp < 2,5 µm

Datenquellen: --: Keine Quelle angegeben; IFV: Messungen des Instituts für Feststoffverfahrenstechnik, TU Hamburg-Harburg, in (TÜV Nord Umweltschutz

GmbH & Co. KG 2008) PRE: (Pregger, T. 2006), in (Lober, T. 2007, überarbeitete Fassung 2008) EPA: (EPA 2006), in (Lober, T. 2007, überarbeitete Fassung 2008) McE: (McEwen, B. und Hrebenyk, B. 2006), in (Lober, T. 2007, überarbeitete Fassung 2008) TÜV: (TÜV Ecoplan Umwelt GmbH 2000; TÜV Süddeutschland Bau und Betrieb GmbH 2000), in (Lober, T. 2007,

überarbeitete Fassung 2008) NRW: Laut Protokoll zum Erörterungstermin vom 27.11.2008, S. 153: Angaben der „Behörden in NRW” (Regie-

rungspräsidium Karlsruhe 2008) ARG: Verwendet von Argumet, ohne Herkunftsangabe (Bahmann, W. 2008)

Im Rahmen einer Immissionsprognose ließ der TÜV Nord verschiedene Kohlen hinsichtlich ih-rer Korngrößenverteilung durch die Universität Hamburg-Harburg vermessen. Die Charakteri-sierung der Fraktionen oberhalb 500 µm erfolgte per Siebanalyse, die der Fraktionen unterhalb 500 µm per Nassdispergierung und Laserbeugung. Dabei wurden die in Tabelle 2-9 angeführ-ten Anteile der Feinstaubfraktionen am Gesamtstaub (Fraktionen mit Siebdurchmessern < 500 µm) ermittelt (TÜV Nord Umweltschutz GmbH & Co. KG 2008). In den Gutachten wurden die in den Ausbreitungsrechnungen verwendeten Korngrößenverteilungen der diffusen Emissi-


iMA

Richter & Röckle


onen auf Grundlage dieser Anteile festgelegt. Dem nach VDI-Richtlinie 3790 Blatt 3 berechne-ten Emissionen werden demnach keine größeren Partikel als 500 µm zugeordnet.

Tabelle 2-9: Korngrößenverteilung verschiedener Kohlen (TÜV Nord Umweltschutz GmbH & Co. KG 2008)

Herkunft Ca. Anteil der Fraktion am Gesamtstaub1 (%) X2,5µm X10µm X50µm Quelle 1 Australien 3 15 40 A

2 Kolumbien 8 18 - 20 30 A

3 Südafrika (1) < 5 15 - 20 35 A

4 Südafrika (2) 5 - 8 15 - 18 32 – 40 A

1 Polen 2,0 B

2 Russland 2,4 B

3 Spitzbergen 7,4 B

4 Kolumbien 13,7 B

5 Australien 13,8 B

6 Venezuela 15 B

7 Südafrika 15 B

8 USA 8,4 B

9 Ukraine 17,2 B

1: Gesamtstaub, Partikeldurchmesser kleiner 2000 µm X = Trennkorndurchmesser A: Diagrammen der gutachterlichen Stellungnahme zum KW Brunsbüttel (TÜV Nord Umweltschutz GmbH &

Co. KG 2008) entnommen B: Basierend auf den Angaben aus Messeberichten der Univ. Hamburg-Harburg 060796/FR v. 14.03.2007,

071206/FR v. 04.01.2008, 01FA020 v. 23.04.2001 (TÜV Nord Umweltschutz GmbH & Co. KG 2008)

Vom Ing.-Büro für Umweltschutz wurden Messwerte der E.ON Engineering zur Korngrößenver-teilung von Kohlen angeführt (Ingenieurbüro für Umweltschutztechnik, ohne Datum.). Demnach zeigen die Durchgangssummenkurven die in Tabelle 2-10 dargestellte Verteilung. Die angege-benen Massenanteile sind auf die Masse des Siebdurchgang 50 mm bezogen.

Als PM10-Anteile am Gesamtstaub werden 28,5% bis 59,5% angegeben, für PM2,5 werden 9 bis 21 % am TSP abgeschätzt, ohne die zugehörige Bezugsgröße zu nennen (z. B. xTSP = 500 µm).


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 2-10: Korngrößenverteilung verschiedener Kohlen (Ingenieurbüro für Umweltschutztechnik o.D.)

Anteil der Fraktion an den Partikeln > 50 mm Mittl. Durchmesser Herkunft X10µm X32µm X500µm X50.000µm x50(mm)

SA 8,24 9,5 14,1 100 5,42

COL 2,13 2,92 8,8 100 4,67

Prosper/D 3,42 5,07 20 100 2,45

Lippe/D 1,39 2,16 9,8 100 3,63

X = Trennkorndurchmesser Gemäß Analysenbericht 060 085, Kohle 1, Kleinkopje, Südafrika (SA) Gemäß Analysenbericht 060 096, Kohle 2, Norte, Kolumbien (COL) Gemäß Analysenbericht 060 096, Kohle 3, Prosper bk, Deutschland (D, Ballastkohle) Gemäß Analysenbericht 060 096, Kohle 2, Lippe, Deutschland (D, Vollwertkohle) Quelle: (Ingenieurbüro für Umweltschutztechnik o.D.)

3 Beschreibung von Kohleumschlag und -lagerung im Kraftwerk Das Kraftwerk Bergkamen, an dem die Untersuchungen stattfanden, liegt am Datteln-Hamm-Kanal, der das Betriebsgelände nach Süden begrenzt. Die Gemeinde Bergkamen befindet sich etwa 2 km nördlich des Kraftwerks.

Das Gelände in der näheren Umgebung ist weitgehend eben. Etwa 250 m südlich der Betriebs-grenze beginnt der Anstieg zu einer ehemaligen Erdaushubdeponie. Östlich, südlich und west-lich des Betriebsgeländes befinden sich Mischwaldflächen.

Der Ablauf des Kohleumschlags ist in Form eines Flussdiagramms in Abbildung 3-1 dargestellt.


iMA

Richter & Röckle


Aufnahme per KranSchiff 1

Aufnahme per KranSchiff 2

Abwurf in Bunker Abwurf in Bunker

Übergabe an Austragsband Übergabe an Austragsband

Schiffsentladung

Übergabe an Förderband

Aufhalden am Hafenlager

Abkratzen am Hafenlager

Aufhalden am Betriebslager (Nord oder Süd)

Abkratzen am Betriebslager (Nord oder Süd)

Vorratsbunker des Kraftwerks

Verteilerturm(’Eckturm S3’; geschlossen)

Hafenlager

Betriebslager

Tagesbunker (geschlossen) Abbildung 3-1: Ablauf des Kohleumschlags am Kraftwerk

Die Kohle wird über den Datteln-Hamm-Kanal mittels Schiffen angeliefert, die an zwei Entlade-stellen im Hafen andocken (siehe Abbildung 3-2). Damit ist es möglich, gleichzeitig zwei Schiffe zu entladen.


iMA

Richter & Röckle


Betriebslager 1

Betriebslager 2

Hafenlager

Schiff

100 m

N

S

EW

Abbildung 3-2: Räumliche Lage der Schiffsentladung und der Halden.

Die Kohle wird aus den Schiffen mit Kränen entladen, die mit Greiferschaufeln bestückt sind. Nach der Entnahme wird die Kohle in einen Aufgabetrichter (Höhe ca. 10 m über Umgebungs-niveau) abgesetzt. Von dort rieselt sie auf ein Abzugsband (Höhe ca. 1,5 m über Umgebungsni-veau) und gelangt anschließend in zwei Ecktürme. In den Ecktürmen kann die Kohle von zwei Bändern auf ein Band vereinigt werden, falls gleichzeitig zwei Schiffen entladen werden. Ferner wird gesteuert, auf welcher Halde die Kohle abgesetzt wird.


iMA

Richter & Röckle


AufgabetrichterAbzugsband Binnenschiff

Abbildung 3-3: Schiffsentladung

Die Kohle kann auf mehreren Halden zwischengelagert werden (siehe Abbildung 3-2). Übli-cherweise wird sie nach der Schiffsentladung zuerst auf das Hafenlager abgesetzt, das sich im Westen des Betriebsgeländes befindet. Von dort wird sie bei Bedarf abgekratzt und über ein Förderband zum Betriebslager transportiert, das sich an der nördlichen Betriebsgrenze befindet.

Das Aufstapeln am Hafenlager beginnt mit dem Aufbau einer kegelförmigen Halde (siehe Abbildung 3-4, links). Hat diese Halde ihre Endhöhe erreicht, wird sie in Nord-Süd-Richtung erweitert. Die Kohle wird dadurch in eng begrenzten Bereichen aufgehaldet, so dass bestimmte Kohlesorten nur in bestimmten Teilen der Halde lagern. Das anschließende Abkratzen findet über weite Bereiche der Halde statt, wodurch die Kohlefeuchte vergleichmäßigt wird.

Der Absetzer ist ca. 1,5 m über der Halde positioniert. Diese Höhe wird über eine Lichtschranke kontinuierlich der Haldenhöhe angepasst. Seitlich am Absetzkopf befinden sich Staubschutzlappen mit einer Länge von ca. 20 bis 30 cm.


iMA

Richter & Röckle


Abbildung 3-4: Aufhaldung am Hafenlager

Das Abkratzen erfolgt mit einem Halbportalkratzer. Dieser kratzt mehrere Zentimeter dicke Schichten Kohle ab und führt sie auf ein Transportband.

Abbildung 3-5: Abkratzen vom Hafenlager


iMA

Richter & Röckle


Abbildung 3-6: Spuren des Abkratzens am Hafenlager

Das Betriebslager besteht aus zwei Halden, von denen üblicherweise die eine aufgesetzt und die andere abgekratzt wird. Das Aufsetzen erfolgt zumeist über die gesamte Haldenlänge von 300 m, was etwa 10 Minuten beansprucht. Der Zeitbedarf zum Aufhalden oder Abkratzen einer kompletten Halde beträgt etwa 3 bis 4 Wochen. Das Aufhaldegerät ist baugleich zu dem des Hafenlagers.

Abbildung 3-7: Aufhalden (Vordergrund links) und Abkratzen (Hintergrund rechts) am Betriebslager

Parallel zum Aufhalden erfolgt das Abkratzen an der benachbarten Halde. Am Betriebslager wird hierfür eine Egge eingesetzt, die stirnseitig an der Halde angreift. Hierdurch wird eine wei-tere Vergleichmäßigung der Kohlefeuchte- und Kohlesorte erreicht.


iMA

Richter & Röckle


Abbildung 3-8: Egge am Betriebslager

Die abgekratzte Kohle fällt auf ein Förderband und wird zum Tagesbunker transportiert. Aus dem Tagesbunker gelangt die Steinkohle zu den Kohlemühlen und von dort in die Verbrennung.

Alle Bandübergabestellen sind gekapselt.

In Tabelle 3-1 bis Tabelle 3-4 sind die technischen Daten des Kohleumschlags und der einge-setzten Kohle dargestellt. Die Umschlagaktivitäten finden täglich zwischen etwa 06:00 und etwa 22:00 Uhr statt.

In der Zeit vom 20.08. bis 25.10.08 wurde eine Kraftwerks-Revision durchgeführt, in deren Fol-ge vom 15.08. bis zum 15.10. keine Kohle umgeschlagen wurde. Dieser Zeitraum kann zur Un-tersuchung der Abwehungen von Halden, die längere Zeit nicht bewegt werden, herangezogen werden. Ebenso kann geprüft werden, ob es Einflüsse von Emissionsquellen gibt, die nicht auf die Umschlagaktivitäten auf dem Betriebsgelände zurückzuführen sind.

Tabelle 3-1: Technische Daten des Kohleumschlags (Mittelwerte)

Zuladung eines Schiffes üblicherweise 1.000 bis 2.000 t

Massenstrom bei der Schiffsentladung im Mittel 250 t/h je Schiff

Hubvolumen einer Greiferschaufel (m³) 7 m³/Hub

Massenstrom beim Absetzen auf das Hafenlager 250 bis 500 t/h (Entladung von 1 oder 2 Schiffen)

Massenstrom beim Abkratzen (’Halbportalkratzer’) vom Hafenlager 700 t/h

Massenstrom beim Absetzen auf Betriebslager 700 t/h

Massenstrom beim Abkratzen (’Egge’) vom Betriebslager 800 t/h

Abwurfhöhe vom Absetzer auf Halde 1,5 m


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 3-2: Technische Daten des Hafenlagers

Maximale Haldenlänge 264 m

Maximale Haldenbreite 43 m

Maximale Haldenhöhe 18 m

Maximales Volumen 75.000 m³

Tabelle 3-3: Technische Daten des Betriebslagers

Anzahl der Halden 2

Maximale Länge je Halde 273 m

Maximale Breite je Halde 43 m

Maximale Höhe je Halde 18 m

Maximales Lagervolumen 2 x 82.000 m³

Tabelle 3-4: Technische Daten der Kohle

Mittlere Dichte der Kohle 0,9 t/m³

Feuchte der Kohle 7 % bis 15 %, selten darunter oder darüber

Im Mittel werden pro Jahr ca. 1 Mio. t an Kohle entladen. Diese wird üblicherweise zwei Mal umgeschlagen, d.h., sie wird zuerst auf das Hafenlager aufgesetzt, dort wieder abgekratzt und danach auf das Betriebslager abgesetzt.

4 Durchführung der Messungen

4.1 Einleitung Ziel des Vorhabens ist es, Emissionsfaktoren für die Lagerung und den Umschlag von Kohlen zu ermitteln. Da es sich um diffuse Emissionsquellen handelt, können der Volumenstrom und die Staubkonzentrationen nicht direkt gemessen werden. Aus diesem Grund wurden Immissi-onsmessungen in der Umgebung der Quellen durchgeführt. Die Emissionen der Quellen wur-den unter Zuhilfenahme von Ausbreitungsrechnungen ermittelt. Hierbei wurden die Emissions-massenströme der untersuchten Quellen im Ausbreitungsmodell mit Hilfe statistischer Metho-den so angepasst, dass die Ergebnisse der Immissionsmessungen von der Ausbreitungsrech-nung möglichst genau widergegeben wurden. Die Methodik ist in Kapitel 7 dargestellt.


iMA

Richter & Röckle


Die Immissionsmessungen wurden zeitlich hoch aufgelöst durchgeführt, um Korrelationen mit den zeitsynchron gemessenen meteorologischen Verhältnissen und den Quellpositionen her-stellen zu können.

Abbildung 3-2 auf Seite 40 zeigt einen Plan, in dem das Gelände des Kraftwerks Bergkamen und die Messstellen eingezeichnet sind. Die zu untersuchenden Staubquellen sind

• die Entladung der Kohle von Schiffen

• die Aufhaldung der Kohle (Abwurf von Band auf die Halden)

• das Abkratzen der Kohle von den Halden

• Windabwehungen von den ruhenden Halden.

Aufgrund der Anlagenkonfiguration – es gibt mehrere Halden und mehrere Schiffsentladestellen – existieren acht umschlagbedingte sowie eine nicht umschlagbedingte Quelle (Abwehung von Staub von den ruhenden Kohlehalden).

4.2 Messstellen Die Messstellen mussten so eingerichtet werden, dass die Immissionsbeiträge der Emissions-quellen möglichst gut voneinander getrennt werden konnten (siehe auch Ausführungen zur Rückrechnung von den Immissionen auf die Emissionen in Kapitel 7). Ferner mussten die örtli-chen Windverhältnisse berücksichtigt werden, d.h., die Messstellen sollten möglichst häufig von den Emissionen der Quellen beaufschlagt werden.

Um die Staubimmissionen zu ermitteln, wurden 5 kontinuierlich registrierende Messstationen aufgebaut. Die Messgeräte lieferten in einminütiger Auflösung die Konzentrationen der Staub-fraktionen 0 - 2,5 µm (PM2,5) und 0 - 10 µm (PM10). An zwei Stationen wurde zusätzlich Ge-samtstaub (TSP) gemessen. Die Lage der Messstellen ist in Abbildung 4-1 dargestellt.

• Messpunkt 1 wird bei Nordostwind vom Hafenlager beaufschlagt, bei Südwestwind wird dort die Hintergrundbelastung ermittelt.

• Messpunkt 2 liegt bei Südwestwind in Lee der Schiffsentladung. Bei Ost- bis Südostwind wird dort die Hintergrundbelastung ermittelt.

• Die Messpunkte 3 und 5 liegen bei Südwestwind in Lee des Betriebslagers, bei Nord- bis Nordostwind wird dort die Hintergrundbelastung ermittelt.


iMA

Richter & Röckle


MP2

MP5

MP3

MP4

MP1

Betriebslager 1

Betriebslager 2

Hafenlager

Schiff

USA

MeteorologieMeteorologie

Ein-/Ausfahrt

Parkplatz

Kühlturm

Betriebs-gebäude

Kessel-haus

Meteorologie

100 m

N

S

EW

Abbildung 4-1: Kraftwerksgelände mit Lage der Staubquellen (Schiff, Hafenlager, Betriebslager),

der Staubmessstellen und der meteorologischen Messeinrichtungen. Die Staub-messstellen sind rot ausgefüllt, die meteorologischen Messstellen durch blaue Kreise gekennzeichnet.

• Messpunkt 4 befindet sich in Verlängerung zur Linie Schiffsentladung – Messpunkt 2. Bei Nordwestwind befindet sich diese Messstelle in Lee des Betriebslagers.

Zusätzlich wurden meteorologische Messungen an folgenden Stellen durchgeführt:

- Im zentralen Gelände in ca. 24 Meter über Grund (’USA’)

- am Messpunkt 2 in ca. 3 m über Grund

- zeitweise an den Messpunkten 1 und 3 in ca. 3 m über Grund

- am Messpunkt 5 in ca. 3 m über Grund.

Weitere Informationen zu den eingesetzten Geräten können der Tabelle 4-1 entnommen wer-den.


iMA

Richter & Röckle


Die Beeinflussung der Messstellen durch die unterschiedlichen Emissionsquellen ist in Abbildung 4-2 grafisch dargestellt. Man erkennt, dass die meisten Messstellen bei der Haupt-windrichtung Südwest von den Staubquellen beeinflusst werden. Aufgrund der Messstellenan-ordnung findet nur in wenigen Fällen eine Quellüberlagerung statt, d.h., es ist eine direkte Zu-ordnung zwischen Messstelle und Quelle möglich. Zu beachten ist jedoch, dass an den Halden durch das Absetzen der Kohle und das Abkratzen jeweils 2 Quellen vorhanden sind. Eine Tren-nung dieser Quellen erfolgt durch eine räumliche und zeitliche Differenzierung.

1

2

3

4

5

Mes

sste

lle N

r.

WindrichtungNord NordOst Süd West

Hafenlager

HafenlagerSchiffentladung

Schiffentladung

Betriebslager

Betriebslager

Hafenlager Betriebslager

Abbildung 4-2: Windrichtungen, bei denen die Messstellen von den Staubquellen beeinflusst werden

können.

4.3 Messkomponenten Tabelle 4-1 enthält die Messparameter und die Zeitdauer der Messungen. Angaben zu den ein-gesetzten Messgeräten können Anhang 7 entnommen werden.

Tabelle 4-1: Messstellen und Messkomponenten (Bezeichnungen vgl. Abbildung 4-1)

Messstelle Komponenten Betriebszeit der Geräte

MP1 PM2,5; PM10 10.04.08 bis 31.07.09

Staubniederschlag 16.04.08 bis 20.08.09

TSP 03.02.09 bis 31.07.09

Windrichtung, Lufttemperatur, Luftdruck, Windrichtung, Windgeschwindigkeit, rel. Feuchte

30.11.08 bis 31.07.09


iMA

Richter & Röckle


Messstelle Komponenten Betriebszeit der Geräte

MP 2 PM2,5; PM10 10.04.08 bis 31.07.09

Windrichtung, Windgeschwindigkeit, Niederschlag, Luft-temperatur, relative Feuchte, Luftdruck,

10.04.08 bis 14.10.08 und 18.12.08 bis 31.07.09


TSP 26.09.08 bis 03.02.09

MP 3 PM2,5; PM10 10.04.08 bis 31.07.09


TSP 26.09.08 bis 31.07.09

Windrichtung, Windgeschwindigkeit, Niederschlag, Luft-temperatur, relative Feuchte, Luftdruck

14.10.08 bis 18.12.08

MP 4 PM2,5; PM10 23.05.08 bis 31.07.09


MP 5 PM2,5; PM10 23.05.08 bis 31.07.09


USA Windrichtung, Windgeschwindigkeit, Turbulenzgrößen 10.03.08 bis 20.10.09

Messstelle 1 wurde am 18.12.08 um ca. 40 m nach Nordosten versetzt, um Einflüsse des Lee-wirbelbereichs der Halde ausschließen zu können.

Zusätzlich wurde je Messpunkt an zwei direkt benachbarten Stellen der Staubniederschlag ge-messen.

4.4 Webcam und GPS Um die Aktivitäten an der Schiffsentladung und an den Halden zu identifizieren, wurden drei Webcams installiert. Diese lieferten Bilder in 1-minütigem Abstand, die archiviert wurden (siehe Abbildung 4-3 bis Abbildung 4-4). Über die Auswertung der Webcambilder konnten die Be-triebszeiten und die Emissionsorte der Geräte festgestellt werden. Zur Bestimmung der genau-en Position waren die Webcams mit Maßstabsrastern versehen. Die Absetzer wurden zusätz-lich mit GPS-Geräten ausgerüstet, um deren Position automatisch bestimmen zu können.


iMA

Richter & Röckle


Abbildung 4-3: Blick auf die Halde Nord (Betriebslager)

Abbildung 4-4: Blick auf die Halde West (Hafenlager)


iMA

Richter & Röckle


Abbildung 4-5: Blick auf die Schiffsentladung

4.5 Betriebsdaten Vor Beginn der Messungen wurde festgelegt, welche zusätzlichen Informationen, die für die Staubemissionen von Bedeutung sind, benötigt werden. Die entsprechenden Parameter, die vom Kraftwerk Bergkamen protokolliert wurden, sind in Tabelle 4-2 dargestellt. Die zugehörigen Vorgänge können dem Flussdiagramm aus Abbildung 3-1 entnommen werden.

Tabelle 4-2: Protokollierte Betriebsparameter

Parameter Gelieferte Information

Ausgangsort der umgeschlagenen Kohle

Nördliche Schiffsanlegestelle („Kran 1“), südliche Schiffsanlegestelle („Kran 2“), Hafenlager, Betriebsla-ger 1, Betriebslager 2

Zielort der umgeschlagenen Kohle Hafenlager, Betriebslager 1, Betriebslager 2, Vorrats-bunker des Kraftwerks

Zeit Beginn und Ende des Umschlagvorgangs (Datum und Uhrzeit) mit Angabe des Ausgangsorts und des Ziel-orts

Masse der in der oben angegebenen Zeit umgeschlagenen Kohle

z.B. Kran 2: 1.400 t zwischen 10:30 und 15:30 Uhr

Kohlesorte Herkunft (Land/Lieferant)

Feuchtegehalt der Kohle Angabe in Vol.-Prozent


iMA

Richter & Röckle


Zusätzlich wurden die 1-minütigen Bilder der drei Webcams ausgewertet. Damit konnten Ort und Zeit der emissionsseitig relevanten Aktivitäten festgestellt und in einer Datenbank abgelegt werden (siehe Kapitel 4.6.3).

4.6 Aufbereitung der Daten

4.6.1 Plausibilitätskontrolle Die Plausibilitätskontrolle der Messdaten erfolgte in mehreren Stufen.

Kontrolle/Prüfung Stufe 1: Die gespeicherten Daten der Messwertrechner in den Messcontai-nern werden im Normalfall täglich mit Hilfe von Funkmodems oder nach Bedarf (z.B. nach War-tungen) in kürzeren Intervallen abgerufen. Diese Rohdaten beinhalten alle Statusinformationen der Messgeräte und die Halbstundenmittelwerte (HMW) seit dem letzten Datenabruf. Die Kurz-zeitwerte sind wegen der großen Datenmengen mit der begrenzten Bandbreite von Funkmo-dems nicht wirtschaftlich zu übertragen (siehe Kontrolle Stufe 2). Mit Hilfe von softwaregestütz-ten Auswerteroutinen erfolgt die erste Sichtung der Gerätestati und Messwerte. Bei Bedarf wer-den zusätzlich zeitbegrenzte Sequenzen der Kurzzeitwerte abgerufen und im Detail untersucht. Bei signifikanten Unplausibilitäten und Gerätefehlern werden sofortige Wartungsarbeiten einge-leitet, um die Fehlerursache zu beheben.

Kontrolle/Prüfung Stufe 2: Die Kurzeitwerte (Minutenmittelwerte) werden bei den wöchentli-chen Wartungsarbeiten direkt aus den Messwertrechnern geladen und gesichert. Bei der Sich-tung der Kurzzeitwerte werden in Abhängigkeit der Gerätestati unplausible Daten markiert und im Anschluss im Detail untersucht. Mit den gefilterten plausiblen Daten werden anschließend die Verhältnisse von PM10 / PM2,5 u. TSP berechnet und geprüft. Bei den Kurzzeitwerten fallen Ereignisse wie z.B. kurzeitiges Freisetzen von Staub ausgeprägter auf als bei den im Messwert-rechner berechneten Halbstundenmittelwerten. Die Prüfung dieser Ereignisse / Staubpeaks erfolgt durch die Korrelation der TSP-, PM10- und PM2,5- Daten zwischen den Containern in Ab-hängigkeit der meteorologischen Hauptparameter Windrichtung, Windgeschwindigkeit und Nie-derschlag sowie der visuellen Sichtung mit Hilfe des WebCam Systems.

Danach erfolgt die manuelle Berechnung der Halbstundenmittelwerte aus den gesichteten Kurzzeitmessdaten. Hier werden für die Plausibilitätsprüfung zwei Fälle unterschieden:

a) Die Kurzzeitwerte sind temporär unplausibel (verursacht durch z.B. Signalspitzen, star-ken Niederschlag oder abweichende Gerätestati), aber die berechneten HMW sind plausibel ⇒ Markierung der betroffenen Daten als Hinweis für eine erhöhte Unsicherheit (Daten können jedoch als HMW verwendet werden)

b) Halbstundenmittelwerte und Kurzzeitwerte sind unplausibel ⇒ Daten werden verworfen.


iMA

Richter & Röckle


Nach dieser Prozedur werden aus den Halbstundenmittelwerten Tagesmittelwerte berechnet und mit zwei LANUV Hintergrundstationen Lünen-Alstedde (LUEA) und Lünen-Niederaden (NIED) verglichen.

Im letzten Validierungsschritt werden die berechneten Tagesmittelwerte den Ergebnissen der PM10- und PM2,5 -Referenzmessungen (LVS Filtersammler) gegenübergestellt. Mit dem Daten-kollektiv erfolgt parallel die zweiwöchentliche Berechnung des TEOM -Korrekturfaktors für PM10 u. PM2,5. Der Verlauf des TEOM-Korrekturfaktors, dargestellt durch die Varianzen der TEOM-Daten zu den Referenzmessdaten ist u. a. ein Hinweis für die Qualität und Reproduzierbarkeit der Messergebnisse.

Bei der Kausalitätsprüfung der meteorologischen Parameter werden für die einzelnen Messsta-tionen Windrosen berechnet und mit den Meteorologiedaten der LANUV Messstation (NIED) korreliert.

4.6.2 Störemissionen Da Emissionsfaktoren für die Umschlagvorgänge zu ermitteln sind, muss der Beitrag von ande-ren Emittenten aus der Datenauswertung ausgeschlossen werden. Bei der Auswahl des Unter-suchungsgebiets und der Messstationen wurde bereits darauf geachtet, möglichst wenig Stör-emittenten vor Ort zu haben. Anhand der gemessenen Werte zeigte sich jedoch, dass zeitweise Einflüsse weiterer Emittenten auftraten. Die markantesten Störemissionen entstanden durch

• den Fahrverkehr an der Werkszufahrt nördlich des Betriebslagers

• den Fahrverkehr auf dem Betriebsgelände (Gipsabholung ab Mai 2009)

• die Gipsverladung im Hafenbereich

• Reinigungsarbeiten in der Nähe der Messcontainer

• Wartungsarbeiten an den Absetzern und Abkratzern

• Schwenk- und Bewegungstätigkeiten ohne Materialumschlag an den Absetzern und Ab-kratzern.

Abgesehen vom Fahrverkehr an der Werkszufahrt traten die Störeinflüsse nur sporadisch auf.

Durch Ausschluss einzelner Zeitabschnitte bei einzelnen Stationen mussten derartige Stör-emissionen ausgeschlossen werden. Beispielhaft zeigt Abbildung 4-6 die gemessenen PM10-Konzentrationen an den 5 Messstationen.


iMA

Richter & Röckle


0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

PM10

(µg/

m³)

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24

Uhrzeit

MC1MC2MC3MC4MC5

Abbildung 4-6: Staubemissionen am 24.04.2009 zwischen 0:00 Uhr bis 24:00 Uhr.

Während des in Abbildung 4-6 dargestellten Zeitraums war Wind aus Ost vorherrschend. Die Gipsverladung östlich der Schiffsanlegestelle (siehe Abbildung 4-7) fand zwischen 12:00 Uhr und 18:00 statt. Die dabei entstehenden Emissionen wurden nach Westen getragen und sorg-ten an der nahe gelegenen Messstelle 2 (MP2) für sehr hohe Messwerte. In abgeschwächter Form waren diese auch noch an der weiter westlich gelegenen Station MP1 festzustellen. An dieser Station war durch Absetzaktivitäten am Hafenlager bereits ab 9:00 Uhr eine Zunahme der Staubkonzentration festzustellen.


iMA

Richter & Röckle


Gipsverladung

MP2MP1 H

afen

lage

r

100 m

Abbildung 4-7: Lage der Messstellen in Bezug auf die Gipsverladung. Die mittlere Windrichtung ist durch

einen Pfeil dargestellt.

Für die Auswertung der Messwerte wurden Zeiten, zu denen Gips verladen wurde und gleich-zeitig Wind aus östlichen Richtungen vorherrschte, ausgeschlossen. Auch an den Messstellen 3 und 5, die sich nördlich des Betriebslagers im Bereich der Kraftwerkseinfahrt befanden, wurden die Zeiten mit erhöhtem Verkehrsaufkommen aus der Auswertung entfernt.

4.6.3 Ablage in einer Datenbank Alle Daten inkl. der Betriebsparameter wurden in Form einer Datenbank abgelegt. Damit ist es möglich, bestimmte Situationen zu extrahieren, z.B.

Messwerte an der Messstelle 2 bei

- Wind aus 180 bis 220 Grad (Süd bis Südwest)

- Gleichzeitig Schiffsentladung in Betrieb

- Gleichzeitig Entladung von Kohle mit einer Feuchte zwischen 6 und 8%

- Gleichzeitig Windgeschwindigkeit an der USA-Messstelle > 6 m/s.

In der Datenbank wurden ausschließlich 30 Minuten-Mittelwerte abgelegt. Kürzere Mittelungs-zeiträume führen wegen des Rauschens des Messsignals zu ungenauen Werten.

Anhang 1 enthält einen Auszug aus der Datenbank.


iMA

Richter & Röckle


5 Messergebnisse

5.1 Meteorologische Verhältnisse Der zeitliche Verlauf der Lufttemperatur, der Windgeschwindigkeit und der relativen Luftfeuchte ist in Abbildung 5-1 dargestellt. Die niedrigsten Temperaturen traten erwartungsgemäß in den Wintermonaten auf. Hohe relative Feuchten herrschten zwischen Oktober und Februar, sind gegenüber der Temperatur also etwas phasenverschoben. Bei der Windgeschwindigkeit ist kein ausgeprägter Jahresgang festzustellen.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

Tem

pera

turi

nºC

(bla

u)un

dW

indg

esch

win

digk

eiti

nm

/s(r

ot)

60

65

70

75

80

85

90

Rel

ativ

eLu

ftfeu

chte

(%)

05/08 06/08 07/08 08/08 09/08 10/08 11/08 12/08 01/09 02/09 03/09 04/09 05/09 06/09Monat

WindgeschwindigkeitTemperaturRelative Feuchte

Abbildung 5-1: Monatsmittel der meteorologischen Parameter während der Messkampagne.

Abbildung 5-2 zeigt die Häufigkeitsverteilung der Windrichtungen während des Messzeitraums. Sie zeichnet sich durch ein ausgeprägtes Maximum bei Windrichtungen aus Südsüdwest bis Westsüdwest aus. Zwei weitere Maxima befinden sich bei östlichen und nordöstlichen Windrich-tungen.


iMA

Richter & Röckle


2

2

4

6

N

E

S

W

Abbildung 5-2: Häufigkeitsverteilung der Windrichtungen an der USA-Messstation. Zeitraum 24.04. bis

31.07.2009 mittlere Windgeschwindigkeit: 2,4 m/s)

Die relative Feuchte in Abhängigkeit von der Windrichtung ist in Abbildung 5-3 dargestellt. Es wurde nur der Zeitraum 06:00 bis 22:00 Uhr, während dessen Betriebsaktivitäten auftreten, ausgewertet.

35

40

45

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

Rel

ativ

efe

ucht

ein

%

0 90 180 270 360

Windrichtung in Grad

90%50%10%

SüdOst West NordNord

Abbildung 5-3: Windrichtungsabhängigkeit der relativen Feuchte für Zeiten mit Betriebsaktivität (06:00

bis 22:00 Uhr). Je 10-Grad-Windrichtungssektor sind der Median der Häufigkeitsvertei-lung der relativen Feuchte (50%-Wert) sowie der 10%- und 90%-Wert dargestellt.

Bei nördlichen bis östlichen Windrichtungen ist die relative Feuchte im Mittel geringer als bei Wind aus Südost bis West. Am Verlauf des 10-%-Perzentils, das ein Maß für die besonders trockenen Verhältnisse ist, ist dieser Verlauf besonders stark ausgeprägt.


iMA

Richter & Röckle


5.2 Staubimmissionen

5.2.1 Ausgewerteter Zeitraum Die Messdaten wurden für den Zeitraum vom 25.4.2008 bis zum 31.7.2009 ausgewertet. Dies entspricht 462 Einzeltagen. Während dieses Zeitraums wurden ca. 1,4 Mio. t an Kohle aus den Schiffen entladen und nacheinander auf dem Hafenlager und auf dem Betriebslager umge-schlagen.

5.2.2 PM10- und PM2,5-Konzentrationen

5.2.2.1 Immissionskenngrößen Abbildung 5-4 zeigt die Mittelwerte der PM10- und PM2,5-Messwerte an den Stationen. Es wur-den nur diejenigen Messwerte berücksichtigt, an denen an allen Stationen gleichzeitig Mess-werte vorlagen.

Diese Auswertung basiert auf 445.925 Minutenwerten, was einem Zeitraum von etwa 310 Ta-gen entspricht. Die Ermittlung der Emissionsfaktoren basiert auf dem gesamten zur Verfügung stehenden Datenkollektiv.

Der höchste PM10-Mittelwert wurde an der Messstelle 4 ermittelt, die sowohl bei südwestlichen als auch bei nordwestlichen bis nördlichen Windrichtungen von den Emissionen der Umschlag-vorgänge und Halden beeinflusst wird. Danach folgen die Messstellen 5 und 3, die sich nordöst-lich des Betriebslagers befanden sowie die Messstelle 2 im Einflussbereich der Schiffsverla-dung und des Hafenlagers. Der etwas höhere Messwert an Messpunkt 5 ist möglicherweise auf Fahrbewegungen im Bereich der Betriebszufahrt zurückzuführen. Der geringste Wert wurde an Messstelle 1 ermittelt, die sich bei den vorherrschenden Südwestwinden häufig auf der Luvseite befand.

Die PM2,5-Mittelwerte schwanken zwischen 15,2 und 15,7 µg/m³. Ein eindeutiger Luv-Lee-Zusammenhang ist nicht erkennbar.


iMA

Richter & Röckle


21,0/

/

/

/

/

22,1

22,3

21,9

22,0

/

MP1:

MP5:

MP3:

MP4:

MP2:15,5

15,7

15,2

15,6

15,7

100 m

N

S

EW

Abbildung 5-4: Mittelwerte der PM10- (blau) und PM2,5-Fraktion (rot) für synchrone Messzeiträume.

Angaben in µg/m³.

5.2.2.2 Vergleich mit den Immissionswerten der TA Luft und der 39. BImSchV Die Mittelwerte über alle verfügbaren Messwerte sind stationsweise in Tabelle 5-1 zusammen-gefasst. Die Werte unterscheiden sich etwas von Abbildung 5-4, da in Abbildung 5-4 nur solche Zeiten berücksichtigt wurden, bei denen an allen Stationen gleichzeitig Werte vorlagen.

Der Jahres-Immissionswert von 40 µg/m³ wurde an keiner Messstelle überschritten.

Die Anzahl der Tage, deren Mittelwert die 50 µg/m³-Schwelle überschreitet, ist ebenfalls in Tabelle 5-1 dargestellt. Der Immissionswert der TA Luft bzw. 39. BImSchV (35 Tage pro Jahr) wurde unterschritten.

Dies gilt auch für den Immissionswert von PM2,5, der in der 39. BImSchV ab dem 01.01.2015 auf 25 µg/m³ festgelegt wird.


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 5-1: PM10-Mittelwerte in µg/m³ und Überschreitungshäufigkeit des PM10-Tagesmittelwerts von 50 µg/m³. Je Messpunkt wurden alle verfügbaren Daten verwendet.

MP1 MP2 MP3 MP4 MP5

PM10-Mittelwert in µg/m³ 21,9 22,8 22,2 23,1 22,5

Anzahl der PM10-Tagesmittelwerte >

50 µg/m³ 15 16 15 12 10

PM2,5-Mittelwert in µg/m³ 15,6 16,6 15,7 16,4 15,9

Zeitraum (Tage) 458 433 440 409 384

5.2.2.3 Vergleich mit Messwerten des LANUV Nordrhein-Westfalen Vom Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen (LANUV) wer-den westlich und südwestlich des Kraftwerks Bergkamen drei Stationen betrieben, an denen kontinuierlich Staub gemessen wird. Die Lage der Stationen ist in Abbildung 5-5 dargestellt. In Tabelle 5-2 sind Kenndaten der Stationen zusammengefasst.

iMARichter & Röckle

2 km

Kraftwerk Bergkamen

LUEA

LUEV

NIED

Abbildung 5-5: Lage der Messstationen des LANUV


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 5-2: Stationen des LANUV

Station Lünen-Alstedde Station Lünen-Viktoriastraße

Station Lünen-Niederaden

Abkürzung LUEA LUEV NIED

Lage bzgl. Kraftwerk Bergkamen 9 km westlich 7 km west-südwestlich 5,5 km südwestlich

Gebietstyp städtisches Gebiet städtisches Gebiet vorstädtisches Gebiet

Stationstyp Industrie Industrie Hintergrund

Messzeitraum seit 2009 seit 2008 seit 1981

Für die Station Lünen-Niederaden liegen uns Tagesmittelwerte für den Zeitraum April 2008 bis Juli 2009 vor. Daraus lässt sich für jeden Messpunkt eine Zeitreihe der synchron vorhandenen Tageswerte erstellen. Die entsprechende Auswertung ist in Tabelle 5-3 dargestellt:

Tabelle 5-3: Zeitsynchrone PM10-Messwerte (Mittelwerte in µg/m³) an der LANUV-Station Lünen-Niederaden und an den Messstellen in Bergkamen

Messpunkt Kraftwerk Bergkamen Lünen-Niederaden Anzahl Tagesmittelwerte

MP1 22,9 24,0 423

MP2 23,2 24,2 403

MP3 22,7 24,0 401

MP4 23,8 24,3 383

MP5 22,8 23,9 352

Ein Vergleich der Mittelwerte zeigt, dass die Mittelwerte unterhalb der Messwerte des LANUV liegen. Die Abweichung der Mittelwerte beträgt etwa 1 µg/m³. An MP4 ist die Abweichung mit 0,5 µg/m³ etwas geringer, was auf die vergleichsweise hohen Messwerte an diesem Messpunkt zurückzuführen ist.

Bildet man die PM10-Tagesmittelwerte aller 5 Messstellen von Bergkamen und vergleicht diese mit den Messungen von Lünen-Niederaden, so ergibt sich der in Abbildung 5-6 dargestellte zeit-liche Verlauf.

Die Kurven verlaufen größtenteils parallel. In Lünen-Niederaden wurden Anfang Juni und An-fang Juli 2008 sowie im Januar und April 2009 einige hohe Tagesmittelwerte von bis zu 175 µg/m³ gemessen, die um 20 bis 40 µg/m³ über den am Kraftwerk gemessenen Werten lie-gen. Diese sind verantwortlich für den höheren Mittelwert über den Gesamtzeitraum.


iMA

Richter & Röckle


0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

5.20

08

6.20

08

7.20

08

8.20

08

9.20

08

10.2

008

11.2

008

12.2

008

1.20

09

2.20

09

3.20

09

4.20

09

5.20

09

6.20

09

Monat

NiederadenMittelwert Messung

Abbildung 5-6: Zeitreihe der PM10-Tagesmittelwerte der LANUV-Station Lünen-Niederaden und des Mittelwerts der Messungen auf dem Kraftwerksgelände.


iMA

Richter & Röckle


5.2.2.4 Staubkonzentrationen in Abhängigkeit von der Windrichtung Um zu prüfen, ob die in Kapitel 4.1 beschriebenen Quellen einen Einfluss auf die Staubkonzentra-tionen an den Messstellen haben, wurde eine statistische Auswertung vorgenommen. Liegen zwi-schen zwei Messstationen eine oder mehrere Staubquellen, so sollten die Differenzen der Staub-konzentration, die an den Messstationen ermittelt wurden, von der Windrichtung abhängen. Die Anordnung ist in Abbildung 5-7 am Beispiel der Messstellen 1 und 3 qualitativ dargestellt.

Abbildung 5-7: Messstelle 3 wird vor allem bei Südwestwind, Messstelle 1 bei Nordost- und Ostwind be-

aufschlagt.

Abbildung 5-8 zeigt die Differenzen der PM10-Konzentrationen zwischen Messstelle 1 (westlich des Hafenlagers) und Messstelle 3 (nordöstlich des Betriebslagers) in Abhängigkeit von der Windrich-tung. In den Abbildungen ist jeweils der Median innerhalb einer Windrichtungsklasse von 10° dar-gestellt.

Bei der Windrichtung 70 Grad (Wind aus Ostnordost) beträgt der Median tagsüber ca. 5 µg/m³. Bei Wind aus Südost bis West ist der Median negativ, d.h., Messpunkt 3 weist höhere Werte als Messpunkt 1 auf. Außerhalb der Betriebszeit ist keine Luv-Lee-Struktur erkennbar.


iMA

Richter & Röckle


-3

-2

-1

0

1

2

3

4

5

6PM

10in

µg/m

³

0 90 180 270 360


6:00 - 21:0021:00 - 6:00

Abbildung 5-8: Windrichtungsabhängigkeit der PM10-Konzentrationsdifferenzen zwischen Messstelle 1

und Messstelle 3 (MP1 - MP3; Mediane in 10-Grad- Windrichtungssektoren). Die Revisi-onszeit wurde nicht mit einbezogen.

Die Differenzen der PM2,5-Konzentrationen sind deutlich geringer und in der Struktur uneinheitli-cher (Abbildung 5-9).


iMA

Richter & Röckle


-3

-2

-1

0

1

2

3

4

5

6P

M2,

5in

µg/m

³

0 90 180 270 360


6:00 - 21:0021:00 - 6:00

Abbildung 5-9: Windrichtungsabhängigkeit der PM2,5-Konzentrationsdifferenzen zwischen Messstelle 1

und Messstelle 3 (MP1 - MP3; Mediane in 10-Grad- Windrichtungssektoren). Die Revisi-onszeit wurde nicht mit einbezogen.

Die Differenzen der PM10-Konzentrationen zwischen Messstelle 1 (westlich des Hafenlagers) und Messstelle 2 (nordöstlich der Schiffsentladung) sind in Abbildung 5-10 dargestellt. Bei Windrich-tungen aus Nordost bis Ost weist Messstelle 1, bei den anderen Windrichtungen Messstelle 2 tagsüber die höheren Werte auf. Zu beachten ist, dass Messstelle 2 bei Winden aus westlichen bis nordwestlichen Richtungen auch vom Hafenlager beeinflusst werden kann.


iMA

Richter & Röckle


-3

-2

-1

0

1

2

3

4

5

6PM

10in

µg/m

³

0 90 180 270 360


6:00 - 21:0021:00 - 6:00

Abbildung 5-10: Windrichtungsabhängigkeit der PM10-Konzentrationsdifferenzen (Mediane in 10-Grad-

Windrichtungssektoren) zwischen Station 1 und Station 2 (MP1 - MP2). Die Revisionszeit wurde nicht mit einbezogen.

Die Differenzen der PM2,5-Konzentrationen sind geringer und weisen einen uneinheitlicheren Ver-lauf auf (siehe Abbildung 5-11).


iMA

Richter & Röckle


-3

-2

-1

0

1

2

3

4

5

6P

M2,

5in

µg/m

³

0 90 180 270 360


6:00 - 21:0021:00 - 6:00

Abbildung 5-11: Windrichtungsabhängigkeit der PM2,5-Konzentrationsdifferenzen (Mediane in 10-Grad-

Windrichtungssektoren) von Station 1 und Station 2 (MP1 - MP2). Die Revisionszeit wurde nicht mit einbezogen.

5.2.2.5 Prüfung, ob Staubquellen außerhalb des Betriebsgeländes einen Einfluss haben Neben den Emissionen durch Umschlagvorgänge und etwaiger Störemissionen (siehe Kapitel 4.6.2) könnten die Messwerte an den Stationen von Emittenten außerhalb des Betriebsgeländes beeinflusst werden. Dieser Effekt sollte besonders während der 2-monatigen Revisionszeit spürbar sein, wenn von Umschlagsaktivitäten auf dem Kraftwerksgelände keine wesentlichen Emissionen ausgehen. Dabei ist besonders zu klären, ob vom Deponiegelände südlich des Kraftwerks relevan-te Staubemissionen ausgehen. Diese sollten sich an den Messstellen 1 und 2 bemerkbar machen, die sich im Süden des Betriebsgeländes befinden.

Die Betriebszeit auf der Deponie ist von 4:00 UTC bis 16:00 UTC. In dieser Zeit befahren LKW das Gelände und laden Erdaushub ab. Die Entfernung zum Kraftwerksgelände beträgt ca. 500 m. Ein Vergleich der gemessenen Konzentrationen inner- und außerhalb dieses Zeitfensters kann Auf-schluss über den Einfluss der Tätigkeiten auf der Deponie auf die Staubwerte geben. In Abbildung 5-12 ist dieser Vergleich anhand des Medians der gemessenen Staubkonzentrationen in Abhän-gigkeit von der Windrichtung dargestellt.


iMA

Richter & Röckle


Hafenlager

Schiff

N

S

EW

100 m

MC1 4-16 UhrMC1 16-4 Uhr

0

10

200

10

20

4:00 - 16:00 Uhr16:00 - 4:00 Uhr

Abbildung 5-12: Median der PM10-Staubkonzentration in µg/m³ in Abhängigkeit von der Windrichtung wäh-

rend der 2-monatigen Revisionszeit.

Die beiden Stationen zeigen bei südlichen und südwestlichen Windrichtungen keinen relevanten Konzentrationsunterschied zwischen den Tages- und Nachtstunden. Ein Einfluss durch die Tätig-keiten auf dem Deponiegelände liegt somit nicht vor.

Der Einfluss der Wartungsarbeiten während des Revisionsbetriebs ist an MP2 bei westlichen und nördlichen Windrichtungen zu erkennen. Dort fanden Fahrbewegungen auf dem Freigelände in der näheren Umgebung von MP2 statt, die tagsüber zu Staubemissionen führten.

5.2.3 Gesamtstaub Zur Ermittlung der Gesamtstaubkonzentration ('Total Suspended Particles'; TSP) standen zwei Messgeräte zur Verfügung: An Messstelle 3 wurde kontinuierlich vom 26.09.2008 bis 31.07.2009 gemessen. Das zweite Gerät war vom 26.09.08 bis 03.02.09 an Messstelle 2 installiert und an-schließend bis zum Ende der Messkampagne an Messstelle 1.

Tabelle 5-4 enthält die PM10/TSP-Verhältnisse während Zeiten, in denen Schiffsentladungen bzw. Absetzen und/oder Abkratzen erfolgten. Es wurden nur Tage berücksichtigt, an denen die Mess-stellen leeseitig der jeweiligen Quelle lagen.


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 5-4: PM10 : TSP-Verhältnisse während Zeiten mit Quellaktivität (Schiffsentladung bzw. Absetzen und/oder Abkratzen). Es wurden nur Tage berücksichtigt, an denen die Messstellen leeseitig der jeweiligen Quelle lagen.

Messstelle Anzahl Halbstundenwerte PM10 : TSP

1 ca. 350 0.54

2 ca. 350 0.73

3 ca. 700 0.57

Die geringsten PM10 : TSP-Verhältnisse wurden an den Messstellen 1 und 3 ermittelt, während an Messstelle 2 ein PM10 : TSP-Verhältnis vorlag, dass fast mit üblichen Hintergrundwerten überein-stimmt. Dies deutet darauf hin, dass bei der Schiffsentladung – im Vergleich zu den Haldenemissi-onen – nur wenig Grobstaub emittiert wird bzw. der Grobstaub in der Nähe des Umschlaggeräts sedimentiert.

Hinweis: Die in Tabelle 5-4 aufgeführten Werte können nicht dazu verwendet werden, den PM10-Anteil aus den Formeln der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 zu ermitteln. Auf dem Weg zwischen der Staubquelle und dem Messgerät sedimentiert ein Großteil des Grobstaubs, sodass das PM10/TSP-Verhältnis in Quellnähe deutlich niedriger ist.

5.2.4 Staubniederschlag Staubniederschlag wurde an allen 5 Stationen mit jeweils 2 nebeneinander befindlichen Sammlern gemessen. Die Messwerte liegen für Expositionszeiträume zwischen 13 und 33 Tagen vor.

Die mittleren, maximalen und minimalen Werte an den Stationen über den Messzeitraum vom 16.04.2008 bis 20.08.2009 sind in Tabelle 5-5 dargestellt. Je Messstelle wurden die mittleren Wer-te aus beiden Sammlern verwendet.

Tabelle 5-5: Staubniederschlagswerte in mg/(m²d)

MP1 MP2 MP3 MP4 MP5

Mittelwert 81 105 123 96 88

Minimalwert 22 41 22 24 20

Maximalwert 205 253 257 171 168

Immissionswert TA Luft 350 350 350 350 350

In Abbildung 5-13 sind die Mittelwerte für den gesamten Messzeitraum dargestellt. Der höchste Wert wurde an Messpunkt 3 gemessen, was auf die häufig auftretenden Windrichtungen um Süd-west und der Nähe zum Betriebslager zurückzuführen ist.


iMA

Richter & Röckle


Betriebslager 1

Betriebslager 2

Hafenlager

Schiff

100 mN

S

EW

MP1: 81

MP5: 88

MP3: 123

MP4: 96

MP2: 105

6 4 2 2 4 6

N

E

S

W

Abbildung 5-13: Mittelwert des Staubniederschlags in mg/(m² d) an den fünf Stationen für den Zeitraum

16.04.2008 bis 20.08.2009

Abbildung 5-14 zeigt eine Periode, die durch häufigen Südwestwind gekennzeichnet war. Der höchste Wert wurde an Messstelle 3, gefolgt von Messstelle 5, ermittelt, der geringste an der luv-seitig gelegenen Messstelle 1.


iMA

Richter & Röckle


Betriebslager 1

Betriebslager 2

Hafenlager

Schiff

100 mN

S

EW

MP1: 67

MP5: 168

MP3: 257

MP4: 97

MP2: 102

12 10 8 6 4 2 2 4 6 8 10 12

N

E

S

W


09.07.2009 bis 23.07.2009 (hauptsächlich Wind aus Südwest)

In Abbildung 5-15 sind die Verhältnisse dargestellt, wenn der Wind hauptsächlich aus nordöstlicher Richtung weht. Die Unterschiede sind weniger ausgeprägt, was möglicherweise auf die allgemein erhöhte Hintergrundbelastung zurückgeführt werden kann. An Messpunkt 2 kann zusätzlich die östlich gelegene Gipsverladung eine Rolle spielen.


iMA

Richter & Röckle


Betriebslager 1

Betriebslager 2

Hafenlager

Schiff

N

S

EW

100 m

MP1: 181

MP5: 129

MP3: 104

MP4: 119

MP2: 127

12 10 8 6 4 2 2 4 6 8 10 12

N

E

S

W


16.05.2008 bis 29.05.2008 (hauptsächliche Wind aus Nordost)

Der zeitliche Verlauf des Staubniederschlags an den Stationen ist in Abbildung 5-16 dargestellt. Die höchsten Messwerte wurden von der zweiten Maihälfte bis zur ersten Augusthälfte 2008 und von März 2009 bis zum Ende der Messkampagne ermittelt. Abgesehen von Messpunkt 4 und z.T. Messpunkt 3 wurden niedrige Staubniederschlagswerte während der Revisionszeit (Mitte August bis Mitte Oktober 2008) sowie in der darauf folgenden Winterzeit gemessen.

Allgemein ist ein periodischer Verlauf mit höheren Werten im Sommerhalbjahr und niedrigeren Werten im Winter zu erkennen. Stärkere Abweichungen von diesem mittleren Trend mit hohen Messwerten während der Revisionszeit zeigt Messpunkt 4, der aufgrund seiner zentralen Lage durch die Arbeiten beaufschlagt wurde. Dies zeigt eine Auswertung der Webcambilder.


iMA

Richter & Röckle


Zum Vergleich können Staubniederschlagsmessungen, die vom LANUV NRW im Bereich Lünen durchgeführt wurden, herangezogen werden. Für die Periode April 2008 bis August 2009 ergaben sich folgende Staubniederschläge:

Tabelle 5-6: Staubniederschlagswerte

Station Rechtswert Hochwert Staubniederschlag (g/(m² d) Ausfall (Monate)

LÜNE 001 3396104 5719616 0,230 0

LÜNE 002 3397019 5719533 0,108 0

LÜNE 003 3397049 5719733 0,111 0

LÜNE 005 3397942 5719900 0,106 7

LÜNE 006 3397097 5720368 0,107 1

LÜNE 007 3397391 5720332 0,096 1

LÜNE 008 3397976 5720471 0,114 0

LÜNE 009 3397953 5721032 0,098 2

LÜNE 010 3396189 5720169 0,087 0

LÜNE 011 3397303 5719853 0,102 3

Diese Werte sind mit den Mittelwerten in Tabelle 5-5 (zweite Zeile von oben) zu vergleichen. Die Messwerte liegen in derselben Größenordnung wie auf dem Kraftwerksgelände. Nur die Station LÜNE 001 zeigt eine deutliche Abweichung nach oben, was auf einige hohe Einzelereignisse an dieser Station im April/Mai 2008 zurückzuführen ist.

Der zeitliche Verlauf der Mittelwerte der LANUV-Stationen Lünen ist in Abbildung 5-17 dargestellt. Die Station LÜNE 001 wurde nicht mit einbezogen. Zum Vergleich enthält die Abbildung die Mit-telwerte der Kraftwerksmessstellen. Beide Zeitreihen zeigen ein Minimum in den Wintermonaten 12/2008 bis 02/2009.


iMA

Richter & Röckle


0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

0,22

0,24

0,26

Sta

ubni

eder

schl

ag(g

/m²d

)

04/'0

8

05/'0

8

05/'0

8

06/'0

8

06/'0

8

07/'0

8

07/'0

8

08/'0

8

08/'0

8

09/'0

8

10/'0

8

10/'0

8

11/'0

8

11/'0

8

12/'0

8

12/'0

8

01/'0

9

01/'0

9

02/'0

9

03/'0

9

03/'0

9

04/'0

9

04/'0

9

05/'0

9

05/'0

9

06/'0

9

07/'0

9

07/'0

9

08/'0

9

Monat

MC1 MC2 MC3 MC4 MC5

Revision

Abbildung 5-16: Mittelwerte des Staubniederschlags über 2- bis 3-wöchige Zeiträume an den fünf Stationen.


iMA

Richter & Röckle


0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

Stau

bnie

ders

chla

g(g

/m²d

)

04/'0

8

05/'0

8

06/'0

8

07/'0

8

08/'0

8

09/'0

8

10/'0

8

11/'0

8

12/'0

8

01/'0

9

02/'0

9

03/'0

9

04/'0

9

05/'0

9

06/'0

9

07/'0

9

08/'0

90,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

Stau

bnie

ders

chla

g(g

/m²d

)

04/'0

805

/'08

05/'0

806

/'08

06/'0

807

/'08

07/'0

808

/'08

08/'0

809

/'08

10/'0

810

/'08

11/'0

811

/'08

12/'0

812

/'08

01/'0

901

/'09

02/'0

903

/'09

03/'0

904

/'09

04/'0

905

/'09

05/'0

906

/'09

07/'0

907

/'09

08/'0

9

Monat Abbildung 5-17: Mittelwerte des Staubniederschlags der LANUV-Messstellen in Lünen (ohne LÜNE 001)

(blau) und der Kraftwerksmessstellen (rot). Die Expositionszeiträume der Kraftwerksmess-stellen betragen ca. 14 Tage, der LANUV-Messstellen ca. 4 Wochen. Immissionswert nach TA Luft für das Jahresmittel: 0,35 g/(m² d)


iMA

Richter & Röckle


5.3 Staubungsversuche Die Ergebnisse der Staubungsversuche sind in Kapitel 2.4.3 zusammenfassend dargestellt. Details können einem getrennten Bericht der IUTA e.V. entnommen werden, der Bestandteil des For-schungsvorhabens ist (siehe auch Anhang 8).

6 Ausbreitungsmodellierung

6.1 Allgemeines Um die Emissionsfaktoren ermitteln zu können, müssen Ausbreitungsrechnungen durchgeführt werden (vgl. Ausführungen in Kapitel 7). Im Bereich der Luftreinhaltung sind hierfür Gaußmodelle, Euler’sche Modelle und Lagrange-Partikel-Modelle verfügbar. Sie beschreiben die Ausbreitung von Stäuben und Gasen auf der Grundlage von physikalisch-meteorologischen Zusammenhängen.

6.2 Geeignete Ausbreitungsmodelle Bei der Auswahl des Modells sind die Anforderungen genau zu spezifizieren. Die räumliche Aus-dehnung und die zeitliche Auflösung sind ebenso von Bedeutung wie die Fragestellung, ob das Modell zur Berechnung von statistischen Kenngrößen oder zum Nachrechnen einzelner Situatio-nen verwendet werden soll.

Früher wurden vor allem Gaußmodelle (TA Luft 1986, VDI 3782/1) verwendet. Sie beruhen auf der allgemeinen Diffusionsgleichung unter einer Reihe einschränkender Randbedingungen wie ebe-nem Gelände sowie horizontal und vertikal homogenem Windfeld. Die Modelle sind einfach zu handhaben und für die Ermittlung von statistischen Kenngrößen, nicht jedoch für die Berechnung von Einzelsituationen ausgelegt. Zudem ist ihre Anwendbarkeit bei komplexen Strömungsfeldern, bodennahen Quellen und instationären Prozessen stark eingeschränkt. Gaußmodelle können da-her für die vorliegende Fragestellung nicht eingesetzt werden.

In der TA Luft von 2002 ist ein Lagrange-Partikelmodell gemäß VDI-Richtlinie 3945 Blatt 3 als Re-ferenzmodell vorgeschrieben. Falls die Systematik der TA Luft erfüllt werden muss, sind die Aus-breitungsrechnungen, die zur Ermittlung der Emissionsfaktoren durchgeführt werden, daher auf der Basis dieses Partikelmodells durchzuführen.

Bei einem Lagrange-Partikelmodell werden die Bahnlinien einzelner Partikel berechnet, die sich unabhängig voneinander in einem turbulenten Strömungsfeld ausbreiten. Neben der Ausbreitung mit der mittleren Strömung wird eine zufällige Bewegung zur Berücksichtigung der atmosphäri-schen Turbulenz addiert. Mit dem Modell können sowohl Einzelsituationen als auch instationäre Prozesse modelliert werden. Auch der Einfluss von Hindernissen und unebenem Gelände kann berücksichtigt werden.

Lagrange-Partikelmodelle setzen sich aus 2 Modulen zusammen: Zunächst wird mit dem ’Strö-mungsmodell’ das Windfeld in Form einer Bibliothek für verschiedene Windrichtungen, Windge-schwindigkeiten und Ausbreitungsparameter (Turbulenzparameter) berechnet. Im Anschluss daran


iMA

Richter & Röckle


erfolgt die Berechnung des Ausbreitungswegs für die aus den Quellen freigesetzten Partikel mit dem ’Ausbreitungsmodell’.

In Deutschland wird im Rahmen von Genehmigungsverfahren üblicherweise das Programmsystem AUSTAL2000 verwendet, das die Anforderungen des Anhangs 3 der TA Luft und der VDI-Richtlinie 3945 Blatt 3 umsetzt. Das Programmsystem AUSTAL2000 besteht aus dem diagnosti-schen Strömungsmodul TALDIA und dem Ausbreitungsmodul AUSTAL.

Zur Berechnung des Strömungsfelds können auch andere Modelle eingesetzt werden, die aller-dings anhand von Windkanaluntersuchungen und analytischen Lösungen anderer Modelle gemäß VDI Richtlinie 3783 Blatt 9 evaluiert sein müssen.

Am weitesten verbreitet sind die Strömungsmodelle lprwnd und MISKAM. Bei lprwnd handelt es sich um ein diagnostisches Windfeldmodell, das bei TA-Luft-konformen Eingangsparametern iden-tische Ergebnisse wie das in AUSTAL2000 integrierte TALDIA liefert. Es unterliegt somit densel-ben Einschränkungen wie AUSTAL2000.

MISKAM ist ein prognostisches Windfeldmodell, für das die Einschränkungen von TALDIA oder lprwnd nicht gelten. Allerdings werden in MISKAM die erforderlichen Turbulenzparameter anhand des vertikalen Temperaturgradienten und der Windgeschwindigkeit abgeleitet. Falls der Tempera-turgradient nicht vorliegt, muss er aus Turbulenzdaten, z.B. der Ausbreitungsklasse oder Monin-Obuchow-Länge, abgeschätzt werden. Für neutrale atmosphärische Schichtungen ist MISKAM validiert. Für stabile Klassen ist MISKAM nicht validiert, jedoch ergeben sich physikalisch sinnvolle Ergebnisse. Labile Klassen (dθ/dz < 0) werden von MISKAM nicht berechnet. Diese Fälle werden wie neutrale Fälle behandelt, woraus sich bei bodennahen Quellen höhere Immissionen ergeben.

Damit MISKAM die Voraussetzungen des Anhangs 3 der TA Luft erfüllt, muss es mit einem Lag-range-Partikelmodell gemäß VDI-Richtlinie 3945 Blatt 3 gekoppelt werden. Ein Standard für diese Kopplung existiert bisher allerdings nicht.

Die Ergebnisse von MISKAM und LASAT werden in Kapitel 10 verglichen. Abbildung A4-3 und Abbildung A4-4 in Anhang 4 zeigen einen beispielhaften Vergleich der mit den beiden Modellen simulierten Windfelder (Abbildungen links und Mitte). Der Vergleich, der für eine neutrale Schich-tung durchgeführt wurde, zeigt, dass hinsichtlich der Windrichtung und der Transport-Trajektorien der Staubpartikel keine wesentlichen Unterschiede vorliegen.

Für die Ausbreitungsrechnungen wird im Folgenden das Modell LASAT verwendet. Da das TA-Luft-Modell AUSTAL2000 auf LASAT basiert, entsprechen die Modellrechnungen damit der Sys-tematik der TA Luft. Allerdings ist LASAT in seiner Anwendung flexibler. So berücksichtigt LASAT Turbulenzparameter aus meteorologischen Messungen, so dass ein relativ realistisches Abbild der turbulenten Strukturen im Modell möglich ist.

6.3 Modellaufbau Die Ausbreitungsrechnungen werden grundsätzlich mit 30-minütiger Auflösung durchgeführt, wo-bei die Eingangsparameter wie z.B. Aktivität und Ort der Quellen entsprechend berücksichtigt wer-


iMA

Richter & Röckle


den. Kürzere Mittelungszeiträume sind wegen des Rauschens des Messsignals der Staubmessge-räte nicht sinnvoll.

6.3.1 Prüfung des Einflusses von Gebäuden und Hindernissen auf die Strömungsverhält-nisse

6.3.1.1 Allgemeines Abhängig von der Anströmrichtung kann die Ausbreitung wesentlich von Hindernissen wie den Kohlehalden und den Gebäuden beeinflusst werden. So kann sich bei einer senkrechten Anströ-mung der Halden ein Leewirbel ausbilden und zu einer Änderung der turbulenten Charakteristik der Strömung führen. Dieser Effekt kann gemäß VDI-Richtlinie 3789, Blatt 13 über eine Verteilung der Emissionen vom Boden bis zur Haldenhöhe berücksichtigt werden. Bei einer Anströmung der Halden im spitzen Winkel hingegen ist der Einfluss auf die Strömung geringer. Hier kann die bo-dennahe Windrichtung durch Kanalisierungseffekte geändert werden.

Ferner ist zu prüfen, ob die Umgebungsbebauung, z. B. der Kühlturm, zu einer Beeinflussung der Windverhältnisse führt.

6.3.1.2 Prüfung anhand von Windmessungen Um den Einfluss der Halden und Kraftwerksgebäude zu überprüfen, wurden über einen Zeitraum von etwa 2 Monaten (14.10.2008 bis 18.12.2008) Windmessungen am Messpunkt 3 nördlich des Betriebslagers 1 (siehe Lageplan in Abbildung 4-1) durchgeführt. Während dieses Zeitraums war das Betriebslager 1 und zeitweise auch das Betriebslager 2 aufgehaldet.

In Abbildung 6-1 sind rechts die zeitgleich gemessenen Windrichtungen der Messstelle ‚USA‘ (24 m über Grund) und der Messstelle 3 (3 m über Grund, nördlich des Betriebslagers) in Form eines Korrelationsdiagramms dargestellt. Der linke Teil der Abbildung enthält den Vergleich zwi-schen USA und der Messstelle 2 (3 m über Grund, nördlich der Schiffsentladung). Dem linken Teil liegt ein deutlich längerer Messzeitraum von ca. 10 Monaten zugrunde, weshalb die Punkte stärker streuen.


iMA

Richter & Röckle


0

90

180

270

360

Win

dric

htun

gM

P2

0 90 180 270 360

Windrichtung USA

0

90

180

270

360

Win

dric

htun

gM

P3

0 90 180 270 360

Windrichtung USA Abbildung 6-1: Korrelationen der USA-Windmessung und der Windmessung an Messstelle 2 (links) und

an Messstelle 3 (rechts).

Die USA-Messungen in 24 m über Grund repräsentieren die Windverhältnisse oberhalb der nahe gelegenen Hindernisse, weshalb sie als repräsentativ für die übergeordnete Strömung betrachtet werden können. Aus den Korrelationsdiagrammen können folgende Schlüsse gezogen werden:

An der Messstelle 2 ist die Übereinstimmung zwischen USA und der bodennahen Windrich-tung beim interessierenden Windrichtungssektor (Südwest) im Mittel gut, d.h., die meisten Punkte liegen auf der Winkelhalbierenden.

An der Messstelle 3 nördlich des Betriebslagers liegen die Messpunkte bei den interessie-renden Süd- bis Südwestwinden (180° bis etwa 225° an der Messstelle USA) in der Nähe der Winkelhalbierenden. Bei südwestlichen bis westlichen Windrichtungen wird die boden-nahe Strömung in Richtung Südwesten zurückgelenkt. Dieser Effekt ist auf die Ablenkung der Strömung durch die Halden zurückzuführen und wird durch die Berücksichtigung der Halden im Modell z.T. nachgebildet (siehe Anhang 5).

Ab Dezember 2008 wurde auch an Messpunkt 1 die Windrichtung gemessen, so dass auch für diesen Standort die bodennahen Strömungsverhältnisse mit der übergeordneten Strömung am USA verglichen werden können. Abbildung 6-2 zeigt die entsprechende Korrelation (Halbstunden-werte).


iMA

Richter & Röckle


0

90

180

270

360

Win

dric

htun

gIU

TA-M

essu

ngan

MP1

0 90 180 270 360

Windrichtung USAT-Messung Abbildung 6-2: Korrelationen der USA-Windmessung und der Windmessung an MP1 (Korrelationskoeffizient:

0,996) (IUTA).

Die Abbildung zeigt, dass der für die Auswertungen herangezogene Bereich zwischen 45° (Wind aus Nordost) und 100° (Wind aus Ost) größtenteils auf der Winkelhalbierenden liegt. Modellrech-nungen bestätigen diesen Effekt, wobei es im Nahbereich der Halde zu einer Wirbelbildung kommt (siehe Anhang 5).

Bei einer Anströmung aus Nordwest bis Nordost treten im Nahbereich der Halde häufig nördliche Windrichtungen auf, was auf die Kanalisierung durch die Halde zurückgeführt werden kann. Eine Windfeldsimulation mit einer Anströmung von 45° bestätigt dies (siehe Anhang 5).

6.3.1.3 Prüfung des Einflusses der Kraftwerksgebäude anhand von Simulationen Der Einfluss der Kraftwerksgebäude wurde auch mit Hilfe von Windfeld-Simulationen untersucht. Da die Kraftwerksgebäude vor allem an den Messpunkten 3 und 5 einen Einfluss erwarten lassen, wurden die beiden Windrichtungen 210 und 240 Grad ausgewählt, wobei reale Fälle betrachtet wurden. In einem Fall war das nördliche Betriebslager zur Hälfte aufgehaldet (Abbildung A4-3; Mitte und links), im zweiten Fall vollständig (Abbildung A4-4; Mitte und links).

Der Vergleich der Windfelder zeigt, dass die Gebäude Kesselhaus und Kühlturm aufgrund der Umströmung zu einer Zunahme der Windgeschwindigkeit in deren Nahbereich führen. Die Luv- und Leebereiche sind hingegen durch eine Reduzierung der Windgeschwindigkeit gekennzeichnet. Dieser Einfluss macht sich im Windfeld senkrecht zur Windrichtung bis zu einer Entfernung von ca. 100 m bemerkbar, also etwa bis zum östlichen Ende der Betriebslager. An den Messpunkten be-


iMA

Richter & Röckle


tragen die Änderungen der Windgeschwindigkeit noch bis zu 15%, der Windrichtung bis zu 10 Grad.1.

6.3.2 Darstellung der Emissionsquellen im Modell

6.3.2.1 Absetzen der Kohle auf Halde Die Ergebnisse der Messungen und Modellrechnungen zeigen, dass das Strömungsfeld von den Kraftwerksgebäuden zwar beeinflusst wird, ihr Effekt jedoch vergleichsweise gering ist.

Nicht zu vernachlässigen ist hingegen der Einfluss der Haldenkörper, der sich auf die mittlere Strömung und die Turbulenz und somit auf die Ausbreitung der Stäube auswirkt. Da sich die Form und Lage der Halden täglich änderte, mussten sie durch eine vereinfachte Form berücksichtigt werden. Hierzu wurden die Halden durch Quader angenähert, deren Abmessungen proportional zu den Haldenabmessungen waren.

Um zu prüfen, welche Quaderkonfiguration im Modell zu vergleichbaren Konzentrationsfeldern wie eine relativ exakte Haldenform führt, wurden vorab mehrere Simulationen durchgeführt. Die Simu-lationen mit einem stufenförmigen Aufbau, der die tatsächliche Haldenform am besten annähert, wurden mit den Modellen LASAT und MISKAM durchgeführt. Abbildung 6-3 zeigt schematisch die Digitalisierung der stufenförmigen Vergleichshalde mit Dreiecksquerschnitt. Der Quellort für das ’Absetzen auf Halde‘ ist rot dargestellt.

18 m

2 m

6 m

15 m

9 m

4 m

Abbildung 6-3: Digitalisierung der pyramidenförmgen (stufenförmigen) Halde.

Zum Vergleich wurden Simulationen mit LASAT durchgeführt, wobei die Halde als Quader ange-setzt wurde. Die Simulationen wurden für Anströmungen senkrecht zur Halde und mit einem Win-kel von 30° zur Halde durchgeführt. Anschließend wurden die Immissionen an Monitorpunkten, deren Lage den Messpunkten 1, 3 und 5 entspricht, verglichen.

1 Differenzen zwischen den beiden MISKAM-Windfeldern sind darüber hinaus durch die unterschiedliche Gitterweite der Modellkonfiguration begründet.


iMA

Richter & Röckle


Die Ergebnisse zeigen, dass die beste Übereinstimmung zwischen der quaderförmigen und der pyramidenförmigen Halde erreicht wird, wenn die Quaderhöhe zwei Drittel der Haldenfirsthöhe entspricht und auf den Quader eine Quelle gesetzt wird, deren Schichtdicke bis zum First reicht. Diese Konfiguration ist in Abbildung 6-4 dargestellt.

18 m

12 m

Abbildung 6-4: Annäherung der Halde

In Abbildung 6-5 sind die Ergebnisse des Modellvergleichs für eine Anströmrichtung von 30 Grad bzgl. der Haldenachse dargestellt. Diese Windrichtung führt üblicherweise zur größten Beauf-schlagung der Messpunkte 3 und 5. Für die Berechnungen wurde von einer neutralen atmosphäri-schen Schichtung und einer Anströmung von 3 m/s in 10 m über Grund ausgegangen. Die Quell-stärke wurde mit 6 g/s angesetzt und über die Halde über eine Länge von 300 m verteilt.

Die Quaderhalde liefert ein breiteres Konzentrationsfeld als die pyramidenförmige Halde, wobei die Konzentrationen etwas geringer als bei der pyramidenförmigen Halde sind (siehe Tabelle 6-1). Dieses Ergebnis ist akzeptabel, da es zu einer Überschätzung der Emissionsfaktoren führt (zur Ermittlung der Emissionsfaktoren werden die gemessenen Konzentrationen ins Verhältnis zu den berechneten gesetzt, siehe Kapitel 7).

Auch bei senkrechter Anströmung, die seltener auftritt, werden mit LASAT unter Berücksichtigung einer quaderförmigen Halde geringere Werte als mit der anderen Modellkonfiguration berechnet. Tabelle 6-1 enthält die berechneten Werte für die Messpunkte.

Tabelle 6-1: Berechnete Staubkonzentrationen in µg/m³ für unterschiedliche Haldenkonfigurationen

MP1 (senkrechte Anströmung)

MP3 (Anströmung 30° zur Senkrechten)

MP5 (Anströmung 30° zur Senkrechten)

MISKAM, pyramidenförmig 571 542 427

LASAT, pyramidenförmig 498 571 406

LASAT, quaderförmig 462 514 367


iMA

Richter & Röckle


MISKAM, Pyramidenhalde: LASAT, Quaderhalde:

025

5075

100

125

150

175

200

225

250

275

300

(m)

MP3

MP5

025

5075

100

125

150

175

200

225

250

275

300

(m)

MP3

MP5

LASAT, Pyramidenhalde:

025

5075

100

125

150

175

200

225

250

275

300

(m)

MP3

MP5

Abbildung 6-5: Simulationen für unterschiedliche Modellkonfigurationen bei Wind aus Südwest.


iMA

Richter & Röckle


6.3.2.2 Abkratzen der Kohle von Halde Wie in Kapitel 6.3.2.1 dargestellt, werden die Quellen ‚Absetzen auf Halde‘ als Volumenquellen behandelt, die sich auf der digitalisierten Halde befinden und bis zum First der Halde reichen.

Der Abkratzer am Hafenlager (’Halbportalkratzer’) wird angenähert, indem Unterkante dieser Quel-le wird auf die digitalisierte Quaderhalde aufgesetzt wird. Die vertikale Ausdehnung der Quelle wird mit 3 m berücksichtigt.

Der Abkratzer an den Betriebslagern (’Egge’) ist hingegen vom Haldenfuß bis zum Haldengipfel wirksam. Seine Quellhöhe wird von 0 m bis zur Firsthöhe berücksichtigt.

6.3.2.3 Schiffsentladung die Schiffsentladung wird durch eine Volumenquelle angenähert, die von 0 bis 8 m (= Höhe des Aufgabetrichters) reicht und deren Grundfläche dem Schiffsentladebereich entspricht. Diese Konfi-guration kommt der Realität am nächsten, da das Schiff gleichmäßg entladen wird und andernfalls auseinander brechen würde.

6.3.2.4 Zusammenfassende Darstellung der Quellen In Tabelle 6-2 ist zusammenfassend dargestellt, wie die Emissionsquellen im Modell berücksichtigt wurden.

Tabelle 6-2: Abmessungen der Quellen im Modell

Quelle Unterkante Oberkante Länge Breite

Absetzen 2/3 der

Haldenhöhe Haldenhöhe 30 m 25 m

Schiffsentladung 0 m 8 m 85 m 25 m

Abkratzen vom Hafenlager

2/3 der Haldenhöhe

2/3 der Haldenhöhe + 3 m

30 m 30 m

Abkratzen vom Betriebslager

0 m Haldenhöhe 30 m 30 m

Für die Modellrechnungen wurden insgesamt 8 Quellen berücksichtigt (vgl. Abbildung 6-6):

Q1 Entladung von Schiff 1 (Süd)

Q2 Entladung von Schiff 2 (Nord)

Q3 Aufsetzen auf Hafenlager

Q4 Abkratzen vom Hafenlager

Q5 Aufsetzen auf Betriebslager Nord


iMA

Richter & Röckle


Q6 Abkratzen von Betriebslager Nord

Q7 Aufsetzen auf Betriebslager Süd

Q8 Abkratzen von Betriebslager Süd.

Jede Quelle wurde getrennt modelliert, so dass die verschiedenen Emissionen und Immissionsbei-träge voneinander unterschieden werden konnten. Die Haldenquellen wurden, wie in Abbildung 6-6 dargestellt, in jeweils zehn kleinere Volumenquellen aufgeteilt. Dies war notwendig, da sich die Positionen der Aufsetzer und Abkratzer zeitlich änderten und ihre Position im Ausbreitungsmodell laufend angepasst wurde. So kann der Absetzer innerhalb von 10 Minuten die gesamte Halden-länge von 300 m überstreichen.

01

02

03

04

05

06

07

08

09

10

01 02 03 04 05 06 07 08 09 10

Q1Q2

Q3/4

Q5/6

Q7/8

100 m

N

S

EW

Abbildung 6-6: Lage der Quellen.


iMA

Richter & Röckle


6.3.3 Modellgitter Die horizontale Auflösung für die Simulationsrechnungen betrug 5 m. Die vertikalen Schichtdicken wurden zunächst so festgelegt, wie sie standardmäßig von AUSTAL2000 gewählt werden. Die unteren beiden Schichten wurden jedoch etwas höher aufgelöst,2 damit sich die Höhe der Messge-räte (3 m) in einer Modellschichtmitte befand. Die Maschengrößen sind in Tabelle 6-3 dargestellt.

Tabelle 6-3: Rechenarchitektur für das Ausbreitungsmodell

horizontale Gitterweite 5 m · 5 m

Vertikalgitter (m) 0, 2, 4, 6, 9, 12, 15, 18, 21, 24, 27, 30, 40, 50, 100, 200, 300, 400, 500

Die weiteren Modellparameter entsprechen den modelltypischen Standardeinstellungen von AUSTAL2000.

6.3.4 Depositions- und Sedimentationsgeschwindigkeit Tabelle 6-4 enthält die im Modell verwendeten Depositions- und Sedimentationsgeschwindigkei-ten. Da diese Parameter für die Gesamtstaubfraktion (TSP) nicht genau bekannt sind, wurden hilfsweise die in Anhang 3 der TA Luft für unbekannte Korngrößen empfohlenen Werte angesetzt.

Tabelle 6-4: Depositions- und Sedimentationsgeschwindigkeit für unterschiedliche Korngrößenfraktionen

Staubfraktion Depositionsgeschwindigkeit (m/s)

Sedimentationsgeschwindigkeit (m/s)

PM2,5 0,001 0,00

PM10 0,01 0,00

TSP 0,07 0,06

6.3.5 Meteorologie- und Turbulenzmessdaten Für die Modellrechnungen wurden die meteorologischen Daten der USA-Station genutzt. Für die Simulationen der Schiffsentladung wurde zusätzlich die Windmessung an Messpunkt 2 berücksich-tigt3, da sich diese Messstation einerseits in Quellnähe befand, andererseits die bodennahen Windverhältnisse vergleichsweise ungestört waren.

Das eingesetzte Ultraschallanemometer lieferte die Windrichtung und –geschwindigkeit sowie die Turbulenzparameter in 1-minütiger Auflösung. Diese Daten wurden anschließend mit dem vom Ing.-Büro Dr. Janicke bereitgestellten Programm ADMUsat (Version 0.2.0) auf 30-Minuten-Werte 2 Von AUSTAL2000 wird standardmäßig bei einer Simulation ohne Gebäude die Auflösung 0 m, 3 m, 6m etc. verwendet. Die gewählte höhere Auflösung hat die Schichthöhen 0 m, 2 m, 4 m, 6m etc. 3 Das Modell LASAT erfordert in diesem Fall das Windprofil in der Version 2.1.


iMA

Richter & Röckle


gemittelt. Hierbei wurde die Schubspannungsgeschwindigkeit aus der vertikalen Geschwindigkeits-fluktuation berechnet. Aus den turbulenten Flüssen wurde anschließend die Monin-Obuchow-Länge als Stabilitätsparameter abgeleitet. Die horizontalen Geschwindigkeitsfluktuationen wurden bei der Simulation ebenfalls berücksichtigt.

LASAT wurde mit dem Standard-Grenzschichtmodell (Version 2.1) betrieben4, das seit dem Er-scheinen von LASAT3 im Jahr 2008 das einfache Grenzschichtmodell der TA Luft ersetzt. Hier-durch wird die atmosphärische Grenzschicht realistischer abgebildet (Janicke, 2010). Vergleichs-rechnungen mit dem TA-Luft-Profil (siehe Kapitel 12.3) führen bei Verwendung des TA-Luft-Profils zu etwas geringeren Emissionsfaktoren.

6.3.6 Rauigkeit Bei der Überströmung von Hindernissen nimmt die mittlere Windgeschwindigkeit in der bodenna-hen Grenzschicht ab und es wird Turbulenzenergie erzeugt. Falls die Hindernisse nicht zu hoch sind, kann ihr Einfluss durch eine Rauigkeitslänge z0 berücksichtigt werden, die dem Modell vor-gegeben werden muss.

Das Modell LASAT hat die Möglichkeit, ein inhomogenes Rauigkeitsfeld zur Berechnung des Windfelds zu berücksichtigen. Da die Turbulenzberechnung jedoch auf einer homogenen Rauig-keitslänge beruht, soll auf Empfehlung des Programmentwicklers eine einheitliche Rauigkeitslänge für das gesamte Simulationsgebiet verwendet werden.

In Abbildung 6-7 sind Windprofile für 3 Rauigkeitslängen, ausgehend von der mittleren in 24 m Höhe gemessenen Windgeschwindigkeit, dargestellt.

4 Die TA-Luft-konforme Version 2.6 verwendet ein anderes Klassifikationsschema.


iMA

Richter & Röckle


0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0

Windgeschwindigkeit (m/s)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

Höh

ein

m

0.5 m1 m1,5 m

Rauigkeitslänge:

USAT: 2,73 m/s

IUTA/MC1: 0,87 m/s

3 m

24 m

Abbildung 6-7: Vergleich der mittleren Windprofile für 3 Rauigkeitslängen

Ein Vergleich mit der mittleren gemessenen Windgeschwindigkeit in 3 m Höhe an Messpunkt 1 zeigt, dass bei einer Rauigkeitslänge von 1 m eine gute Übereinstimmung mit dem theoretischen Profil vorliegt. Da die Halden als Strömungshindernis berücksichtigt werden, wird die angesetzte Rauigkeit auf 0,5 m verringert. Diese Konfiguration wird zur Auswertung der Hafenlager-Emissionen (Auswertung an Messpunkt 1) angesetzt.

An den Messpunkten 3 und 5, die sich nördlich des Betriebslagers befinden, wurden deutlich hö-here Windgeschwindigkeiten gemessen. Hier wird eine Rauigkeitslänge von 0,1 m angesetzt und die Halden als Strömungshindernis berücksichtigt. Diese Vorgehensweise führt zu einer Über-schätzung der Emissionsfaktoren, da höhere Windgeschwindigkeiten zu geringen Simulationswer-ten führen (vgl. Ausführungen in Kapitel 6.3.2 und Kapitel 7).

Im Bereich der Schiffsentladung (Messpunkt 2) gibt es bei Anströmungen aus Südwest, abgese-hen von den Aufbauten im Hafenbereich, keine wesentlichen Strömungshindernisse. Die Simulati-onen zeigen, dass die berechnete Windgeschwindigkeit in 3 m Höhe mit der gemessenen Windge-schwindigkeit am besten übereinstimmt, wenn eine Rauigkeitslänge von ca. 0,1 m angesetzt wird.


iMA

Richter & Röckle


6.4 Modellvalidierung

6.4.1 SF6-Ausbreitungsexperimente Vom Landesamt für Natur, Umwelt und Verbraucherschutz Nordrhein-Westfalen (LANUV) wurden unter Leitung von Frau Dr. Andrea Gärtner im Sommer 2008 Ausbreitungsexperimente mit SF6 durchgeführt. Die Experimente fanden am Hafenlager statt, wo SF6 am Absetzer freigesetzt und die Konzentrationen leeseitig mittels FTIR und Lidar ermittelt wurden. Die Messungen lieferten die integrierte SF6-Konzentration, die sich auf einer Linie zwischen dem Messgerätesender und dem Messgeräteempfänger ergab. Eine räumliche Auflösung der SF6-Konzentration war mit der einge-setzten Gerätetechnik nicht möglich.

Die Messungen fanden am 28.07., 29.07. und 05.08.2008 statt. Abbildung 6-8 enthält die Lage der SF6-Freisetzungsorte (Kreuze) sowie der Messachsen. Der Wind wehte am 28.07. aus östlicher, am 29.07. und 05.08. aus westlicher Richtung.

100

120

140

160

180

200

220

240

260

280

300

HW

rela

tiv

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200RW relativ

FTIR 28.7.08SF6 28.7.08FTIR 29.7./5.8.08LIDAR 29.7./5.8.08SF6 29.7.08SF6 5.8.08

SF6 29.7.

FTIR 28.7.

FTIR/LIDAR 29.7./5.8.

SF6 28.7.

SF6 5.8.

Abbildung 6-8: Messaufbau für die SF6-Messungen.Die Freisetzungspunkte sind durch Kreuze, die Mess-

achsen durch Linien gekennzeichnet.


iMA

Richter & Röckle


Abbildung 6-9: SF6-Freisetzung am Absetzer (links) und LIDAR-Messung (rechts) am 28.07.2008

Die Quellstärke wurde entsprechend der jeweiligen SF6-Freisetzungsrate mit 0,40 bis 0,48 g/s an-gesetzt.

Die Ergebnisse der Messungen und Simulationsrechnungen sind in Abbildung 6-10 bis Abbildung 6-12 dargestellt. Die Berechnungen wurden auf Basis von 1-Minuten-Mittelwerten des USA-Geräts durchgeführt. Man erkennt, dass die Ergebnisse trotz der z.T. schwierigen Randbedingungen ver-gleichsweise gut übereinstimmen.

0

100

200

300

400

500

600

Konz

entra

tion

SF(µ

g/m

³)6

10:00 10:30 11:00 11:30 12:00 12:30 13:00 13:30 14:00 14:30 15:00

Uhrzeit (UTC)

gemessensimuliert

Abbildung 6-10: Vergleich der SF6-Konzentration Messung/Simulation am 28.07.2008 (Minutenwerte)


iMA

Richter & Röckle


0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500K

onze

ntra

tion

SF

(µg/

m³)

6

11:30 11:45 12:00 12:15 12:30 12:45 13:00 13:15 13:30 13:45 14:00Uhrzeit (UTC)

Messung FTIRSimulation FTIR


0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

Konz

entra

tion

SF(µ

g/m

³)6

12:30 12:45 13:00 13:15 13:30 13:45 14:00 14:15 14:30 14:45 15:00Uhrzeit (UTC)

Messung FTIRSimulation FTIR



iMA

Richter & Röckle


6.4.2 Weitere Untersuchungen Test des Mittelungsintervalls

Es wurden Simulationen, die auf halbstündig gemittelten Eingangsdaten beruhen, mit Simulationen auf Minutenbasis verglichen. Die Ergebnisse zeigen, dass die berechneten Konzentrationen nur unwesentlich voneinander abweichen. Es ist nicht festzustellen, dass mit einer der beiden Simula-tionen tendenziell höhere oder niedrigere Konzentrationen als mit der anderen berechnet werden.

Test der verwendeten Turbulenzdaten

Es wurden Simulationen durchgeführt, bei denen anstelle der Monin-Obuchow-Länge die Ausbrei-tungsklasse verwendet wurde. Dies führte zu geringfügig höheren Berechnungswerten. Da der Emissionsfaktor aus dem Verhältnis Messwert : Rechenwert gebildet wird, führt die Verwendung der Monin-Obuchow-Länge zu etwas höheren Emissionsfaktoren.

7 Methoden zur Ermittlung der Emissionsfaktoren

7.1 Allgemeines Die Emission, die von einer Quelle ausgeht, kann folgendermaßen berechnet werden:

• Man ordnet der zu untersuchenden Quelle eine Einheitsemission (z.B. 1 g/s) zu. Mit dieser Emission wird, unter Zugrundelegung der meteorologischen Daten und der Quellkonfigura-tion, eine Ausbreitungsrechnung durchgeführt. Diese liefert eine Immissionskonzentration am Messpunkt. Durch Vergleich der gemessenen mit der berechneten Konzentration kann auf die tatsächliche Emission der Quelle geschlossen werden.

• Beispiel: Für einen vorgegebenen Termin wird am Messpunkt eine Immissionskonzentrati-on von 100 µg/m³ berechnet, wobei eine Emission von 1 g/s angesetzt wurde. Falls die gemessene Konzentration am Messpunkt nur 10 µg/m³ beträgt, muss die Emission ent-sprechend angepasst werden. Im vorliegenden Fall beträgt die gesuchte Emission 0,1 g/s.

Tatsächlich ist das Verhältnis zwischen berechneter und gemessener Konzentration nicht kon-stant. Es kann von unterschiedlichen Parametern, z.B. Kohlesorte, Kohlefeuchte, Windgeschwin-digkeit usw. abhängen. Außerdem können sich die Immissionsbeiträge einzelner Quellen überla-gern. Hierauf wird in Kapitel 7.2 eingegangen.

Zur Ermittlung der Quellemissionen wurden nur Zeiten berücksichtigt, in denen kein Regennieder-schlag fiel. Auch Zeiten, während derer kein Kohleumschlag stattfand, z.B. die Revisionszeit, wur-den nicht in die Ermittlungen einbezogen.


iMA

Richter & Röckle


7.2 RDM - Methode nach DIN EN 15445 Um von den gemessenen Immissionen auf die Emissionen zu schließen, ist in der DIN EN 15445:20085 ein Verfahren beschrieben.

Hierzu wird jeder potenziellen Emissionsquelle zunächst eine Einheitsemission von 1 g/s zugeord-net. Anschließend werden, unter Zugrundelegung der meteorologischen Daten und der Quellkonfi-guration, Zeitreihen der Immissionszusatzbelastung an den Messpunkten mit mittels Ausbreitungs-rechnung ermittelt.

Grundlage für die Abschätzung des Emissionsfaktors einer betrachteten Quelle ist die schrittweise multiple Regression. Die gemessene Staubkonzentration setzt sich aus den Beiträgen der Quelle und der Hintergrundkonzentration zusammen:

c = α1e1 + α2e2 + … +αnen

mit c = gemessene Staubkonzentration ai = Ausbreitungsfaktoren (diese werden mit dem RDM-Modell berech-

net, indem die Emissionsraten zunächst auf 1 g/s gesetzt werden) ei = Emissionsfaktoren

Im ersten Schritt der schrittweisen Regression wird die Quelle ausgesucht, die für das Modell den signifikantesten Beitrag liefert. In jedem weiteren Schritt wird die „nächst beste Quelle“ hinzugefügt bis alle signifikanten Quellen im Modell eingeschlossen sind. Weitere Details können Anhang 5 entnommen werden.

Mit dem RDM-Modell konnte ca. 7 % der Varianz der Messwerte erklärt werden. Hierbei wurde für die Regression ein Achsenabschnitt zugelassen, der vom Modell zu 20 µg/m³ ausgewiesen wurde.

Ein höheres Bestimmtheitsmaß R2 ergab sich, falls im Regressionsmodell kein Achsenabschnitt zugelassen wurde, die Ausgleichsfunktion also durch den Nullpunkt verlaufen musste. Für diesen Ansatz sprechen physikalische Gründe, da die Nullemission einer Quelle immer auch mit einem Nullimmissionsbeitrag dieser Quelle verbunden sein muss.

Allerdings weist der große Achsenabschnitt, der ausgewiesen wird, falls die Regression nicht durch den Nullpunkt gelegt wird, auf Einflussgrößen hin, die zu einem nichtlinearen Verlauf der Regressionsbeziehungen führen. Auch die Selektion von Datensätzen (z.B. ausschließliche Be-trachtung von trockener Kohle) führte im vorliegenden Fall zu keiner wesentlichen Verringerung der Streuungen zwischen den berechneten und den gemessenen Konzentrationen.

Ein Grund für die großen Streuungen können zeitlich veränderliche Emissionen sein, wodurch der Regressionsansatz – der von einer konstanten Emission ausgeht – nicht mehr gilt.

5 DIN EN 15445:2008: Fugitive und diffuse Emissionen von allgemeinem Interesse für Industriebereiche – Qualitative Abschätzung fugitiver Emissionsquellstärken aus Immissionsmessungen mit der RDM (Reverse Dispersion Modelling) Methode.


iMA

Richter & Röckle


Ein weiterer Grund kann ein Versatz zwischen den simulierten und den tatsächlichen Staubfahnen sein, der statistisch zufällig schwankt. Dies wird an folgendem Beispiel erläutert:

Das Staubmessgerät wird am 07.04.10 zwischen 09:00 und 09:30 Uhr für wenige Minuten direkt von der Staubfahne des vorbeifahrenden Absetzers getroffen und ermittelt deshalb einen hohen Halbstundenwert. (Der Absetzer überstreicht die 300 Meter lange Halde innerhalb von 30 Minuten etwa drei Mal). Vom Modell werden für diesen Zeitabschnitt jedoch nur geringe Werte berechnet, da der Halbstunden-Mittelwert der Windrichtung nicht von der Quelle „Absetzer“ zum Messgerät gerichtet ist. Im darauf folgenden Zeitabschnitt (09:30 bis 10:00 Uhr) sind die Verhältnisse im vor-liegenden Beispiel umgekehrt, da die beschriebene Modellunsicherheit statistisch zufällig schwankt.

Dieser Sachverhalt ist in Abbildung 7-1 grafisch dargestellt.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

Simulierte Konzentration in µg/m³

Gem

esse

ne K

onze

ntra

tion

in µ

g/m

³

07.04.10, 09:30 - 10:00 Uhr:Messung = 80 µg/m³Rechnung = 10 µg/m³

07.04.10, 10:00 - 10:30 Uhr:Messung = 10 µg/m³Rechnung = 80 µg/m³

Abbildung 7-1: Darstellung eines statistisch zufällig verteilten Versatzes zwischen Messwert und Rechenwert

Werden viele Wertepaare (Messung; Rechnung) in einem x-y-Diagramm dargestellt, so können sich zwei Häufigkeits-Keulen ausbilden, wie Abbildung 7-2 beispielhaft zeigt. In diesem Beispiel wird, trotz guter Korrelation zwischen Mess- und Rechenwerten, aufgrund eines zufällig verteilten zeitlichen Versatzes eine hohe Streuung ausgewiesen.


iMA

Richter & Röckle


0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Simulierte Konzentrationen in µg/m³

Gem

esse

ne K

onze

ntra

tione

n in

µg/

m³

Abbildung 7-2: Ausbildung eines keulenförmigen Scatterdiagramms, falls es zufällig verteilte Versätze

zwischen Messwerten und Rechenwerten gibt

Entsprechende Keulenbildungen deuten sich in den Scatterdiagrammen, die von uns angefertigt wurden, häufig an (siehe Abbildung 7-3).


iMA

Richter & Röckle


-15

-10

-5

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

gem

esse

n(M

C2

-MC

1)(µ

g/m

³)

0 500 1.000 1.500 2.000 2.500

simuliert (µg/m³) Abbildung 7-3: Korrelation zwischen gemessener und berechneter PM10-Konzentrationen an Messstelle 2

bei der Entladung von Schiffen (luvbereinigte 30-Minuten-Mittelwerte). Den berechneten PM10-Konzentrationen liegt eine Quellestärke von 2 g/s zugrunde.

Auch eine Auswertung von Minutenmittelwerten führte zu keiner Verbesserung, da das Wind-messgerät eine gewisse Entfernung zur Staubquelle besaß und die Minutenmittelwerte der Wind-richtungen aufgrund der atmosphärischen Turbulenz räumlich fluktuierten.


iMA

Richter & Röckle


7.3 Doppelsummenanalyse Die Ausführungen in Kapitel 7.2 zeigen, dass Regressionsmodelle im vorliegenden Fall offensicht-lich weniger geeignet sind, um Emissionsfaktoren herzuleiten.

Daher wurde eine weitere Methode, die „Doppelsummenanalyse“ (engl. „double-mass analysis“), angewandt, die im Rahmen von hydrologischen und Studien entwickelt wurde (siehe u.a. Weiss et.al, 1953; Hansel et.al. 1970; Dyck 1980; Dahmen et.al. 1990; Niemeyer 1995; LAU Sachsen-Anhalt 2008). Über den Begriff der sog. co-integrierten Zeitreihen gibt es im weitesten Sinne Ver-bindungen zu stochastischen Modellen der Ökonomie (Engle et.al. 1987). Diese Methode dient unter anderem dazu, Änderungen der linearen Abhängigkeit zweier linear gekoppelter Zeitreihen aufzudecken. Im vorliegenden Fall können mit der Doppelsummenanalyse ggf. zeitlich veränderli-che Emissionen und deren Einflussgrößen herausgefunden werden.

Die Doppelsummenanalyse wird an folgendem Beispiel erläutert:

Tabelle 7-1 enthält in Spalte 2 die Konzentrationen, die mittels Ausbreitungsrechnung unter Zu-grundelegung einer Einheitsquellstärke von 1 g/s an einem Messpunkt ermittelt wurden. In Spalte 3 sind die zeitgleich gemessenen Konzentrationen dargestellt. Die Spalten 4 und 5 enthalten je-weils die aufsummierten Konzentrationen.

Tabelle 7-1: Berechnete und gemessene PM10-Konzentrationen. Den berechneten Konzentrationen liegt eine Quellstärke von 1 g/s zugrunde. Die gemessenen Konzentrationen wurden um den Luv-wert bereinigt, d.h., es handelt sich um Zusatzbelastungen.

1 2 3 4 5

Uhrzeit Berechnete Konzentration in

µg/m³

Gemessene Konzentration in

µg/m³

Summe der berech-neten Konzentratio-

nen in µg/m³

Summe der gemes-senen Konzentratio-

nen in µg/m³

06:30 100 10 100 10

07:00 200 20 300 30

07:30 50 5 350 35

08:00 150 15 500 50

08:30 100 5 600 55

09:00 200 10 800 65

09:30 150 7.5 950 72.5

10:00 300 15 1250 87.5

10:30 50 2.5 1300 90

Die aufsummierten Konzentrationen (Spalten 4 und 5) sind in Abbildung 7-4 grafisch dargestellt.

Aus Tabelle 7-1 ergibt sich, dass bis 08:00 Uhr ein Zusammenhang y = 0,1 ⋅ x (y = gemessene Konzentration, x = berechnete Konzentration), ab 08:30 Uhr ein Zusammenhang y = 0,05 ⋅ x vor-


iMA

Richter & Röckle


liegt. Da die berechneten Werte für eine Quellstärke von 1 g/s ermittelt wurden, ist dieses Ergebnis folgendermaßen zu interpretieren:

• bis 08:00 Uhr betrug die Emission der untersuchten Quelle 0,1 g/s

• ab 08:30 Uhr betrug die Emission der untersuchten Quelle 0,05 g/s.

Diese Emissionen können auch anhand der Abbildung 7-4 abgeleitet werden. Bis zu einer berech-neten Konzentrationssumme von 500 µg/m³ beträgt die Geradensteigung 0,1 (entsprechend einer Emission von 0,1 g/s), rechts davon nur noch 0,05 (entsprechend einer Emission von 0,05 g/s).

Die Geradensteigung ist also ein Maß für den Emissionsfaktor. Der mittlere Emissionsfaktor ent-spricht der mittleren Steigung über alle Werte und beträgt im vorliegenden Fall 90/1300 = 0,07 g/s.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 200 400 600 800 1000 1200 1400

Summe der berechneten Konzentrationen (µg/m³)

Sum

me

der g

emes

sene

n K

onze

ntra

tione

n (µ

g/m

³)

Abbildung 7-4: Beispiel für die Doppelsummenanalyse. Den berechneten Konzentrationen liegt eine Ein-

heitsquellstärke von 1 g/s zugrunde. Die gemessenen Konzentrationen wurden um den Luvwert bereinigt, d.h., es handelt sich um Zusatzbelastungen.

Der Ansatz der Doppelsummenanalyse (oder auch: Analyse mit Hilfe kointegrierter Zeitreihen) besteht also darin, statt der Paare (xi, yi) die kumulativen zeitlichen Summen X = Σ(xi) und Y = Σ(yi) gegeneinander aufzutragen und zu analysieren. Die so erhaltene Kurve beginnt im Ursprung (0,0) und wird bei stets positiven Beiträgen beider Größen X und Y monoton steigen. In den Bereichen, in denen die Emission konstant ist, ergibt sich eine Gerade. Die mittlere Steigung der gesamten Doppelsummenkurve ist das Verhältnis der „Endpunkte“ Yn/Xn, was einer mittleren Emission für den gesamten betrachteten Zeitraum entspricht. Steilere oder flachere Kurvenabschnitte und de-


iMA

Richter & Röckle


ren Übergänge zeigen u.U. Änderungen der äußeren Bedingungen mit Auswirkung auf die Emissi-on an.

Die Doppelsummenkurve bietet also die Möglichkeit, unterschiedliche Emissionsfaktoren, die sich durch unterschiedliche Steigungen äußern, aufzudecken. Die Steigung ist das Verhältnis der Diffe-renzen zwischen End- und Anfangspunkt eines linearen Kurvenabschnitts:

Enm = (Ym – Yn) / (Xm – Xn) ,

wobei m > n zwei Zeitindizes der Zeitreihen sind, zwischen denen die Doppelsummenkurve als linear angesehen werden kann. Ist die Linearität im Zeitintervall [n,m] nur annähernd erfüllt, liefert die Größe Enm einen Schätzwert für den mittleren Emissionsfaktor in diesem Intervall.

Statistische Fluktuationen, Messunsicherheiten oder Fehler bei der Simulation (vgl. Ausführungen in Kapitel 7.2) äußern sich in kleinen lokalen Sprüngen oder Versätzen der Doppelsummenkurve. Ein zufällig verteilter Versatz, wie er in Kapitel 7.2 beschrieben ist, äußert sich durch kleine Stufen im Kurvenverlauf, die jedoch die mittlere Steigung kaum ändern. Als Beispiel zeigt Abbildung 7-5 die Doppelsummenkurve, die auf den Werten der Abbildung 7-2 beruht.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800

Summe der simulierte Konzentrationen in µg/m³

Sum

me

der g

emes

sene

n K

onze

ntra

tione

n in

µg/

m³

Abbildung 7-5: Doppelsummenanalyse: Summe der berechneten und der gemessenen Konzentrationen

(luvbereinigt), abgeleitet aus dem Beispiel in Abbildung 7-2. Die statistischen Fluktuationen führen zu einem treppenförmigen Verlauf der Kurve.

In der Praxis sind die Stufen, die sich aufgrund zufällig verteilter Fluktuationen ergeben, relativ klein. Sie führen aufgrund der Vielzahl der Messwerte zu einer „Verdickung der Kurve“, ohne deren Struktur zu verändern.


iMA

Richter & Röckle


Gegenüber der Methode, wonach die Emissionsfaktoren aus den zeitsynchronen Verhältnissen Messwert / Rechenwert (yi/xi) gebildet und anschließend gemittelt werden können, wirken sich Ausreißer bei der Doppelsummenanalyse weniger stark aus. Der Grund dafür ist, dass die Sum-men in Zähler und Nenner innerhalb eines auszuwertenden Zeitintervalls unabhängig voneinander gebildet werden. Das bedeutet anschaulich, dass man zunächst (durch Summenbildung) y-Werte und x-Werte kumulativ in unabhängigen Summen-„Depots“ sammelt, ehe man aus den beiden Depots einen mittleren Emissionsfaktor berechnet. Falls der Schätzwert des Emissionsfaktors hin-gegen aus der mittleren Summe der Einzelquotienten Σ(yi / xi) /(m-n) berechnet wird, machen sich Ausreißer individuell in jedem Einzel-Quotienten bemerkbar.

Um beide Ansätze zu vergleichen, wird für den formal einfachen Fall, dass die Doppelsumme bei Null startet und über N Werte berechnet wird, das Summenverhältnis umgeformt:

Σyi / Σxi = Σ[yi / Σxi] = Σ[(yi/xi) · (xi/Σxi)] = (1/N)·Σ[wi·(yi/xi)]

mit dem „Wichtungsfaktor“ wi = xi/xav, wobei xav den Mittelwert der xi bezeichnet.

Dies zeigt, dass der Quotient als Schätzwert des Emissionsfaktors nur bis auf die Wichtungsfakto-ren wi dem Mittelwert aus den Quotienten der Einzelwerte entspricht. Der Wichtungsfaktor w „kor-rigiert“ x-Ausreißer in Richtung des x-Mittelwertes. Bei exakter Proportionalität der Zeitreihen ist selbstverständlich Σyi / Σxi = (1/N)·Σ(yi/xi), d.h. die zeitfeine Auswertung entspricht exakt der Dop-pelsummen-Auswertung.

Der Unterschied der beiden Ansätze macht sich unter Umständen bemerkbar, wenn kausal ab-hängige Schwankungen beider Zeitreihen x und y nicht in dasselbe Zeitintervall i abgebildet wer-den. Da die halbstündigen Intervallgrenzen in gewisser Weise aufgrund des Startpunktes willkür-lich gelegt sind, kann es vorkommen, dass der Grund für eine Änderung von y (Messung) sich erst im darauf folgenden Zeitintervall in der Ausbreitungsrechnung x niederschlägt (Beispiel: Die Staubwolke einer Quelle erreicht erst nach 3 Minuten den Messpunkt. Die Emission im Ausbrei-tungsmodell wurde jedoch im vorhergehenden 30-Minuten-Intervall freigesetzt). D.h. die zeitfeinen Quotienten beider Intervalle liefern jeweils „falsche“ Emissionsfaktoren. Bildet man zunächst die Einzelsummen und dividiert sie anschließend (Doppelsummenanalyse), werden diese systemati-schen Fehler abgefangen.

8 Emissionsfaktoren für den Umschlag von Kohle

8.1 Allgemeines In den folgenden Kapiteln 8.2 bis 8.4 werden die mittleren Emissionsfaktoren für den Kohleum-schlag, die mit Hilfe der Doppelsummenanalyse berechnet wurden, dargestellt. Am Ende jedes Kapitels befindet sich eine Zusammenfassung der Emissionsfaktoren.

In Kapitel 8.5 werden Einflussfaktoren wie Kohlefeuchte, Kohlesorte, meteorologische Parameter usw. auf die Emissionsfaktoren untersucht.


iMA

Richter & Röckle


Zur Ermittlung der Emissionsfaktoren wurden nur Zeiten ohne Regenniederschlag berücksichtigt. Ebenso wurden nur diejenigen Datensätze ausgewertet, bei denen die Windgeschwindigkeit in 24 m über Grund größer oder gleich 1 m/s war. Bei geringeren Windgeschwindigkeiten liegt keine gerichtete Strömung vor.

Für die Auswertungen wurden luvbereinigte Konzentrationen verwendet. Hierzu wurde für jeden Messpunkt ein Windsektor festgelegt, in dem der Messpunkt leeseitig der zu untersuchenden Staubquellen (Halden, Schiffsentladung) lag. Um den Immissionsbeitrag dieser Quellen zu erhal-ten, wurde die luvseitige Konzentration (’Hintergrund’) subtrahiert. Diese Windsektoren und die Messstellen zur Ermittlung der luvseitigen Konzentration sind in Tabelle 8-1 dargestellt.

Sofern die luvseitigen Messwerte höher als die leeseitigen Messwerte waren, wurden die entspre-chenden Datensätze aussortiert. Dies führte zu etwas höheren Emissionsfaktoren. Da die Signale eine Messunsicherheit (Rauschen) aufweisen, ist die Methode statistisch nicht ganz korrekt.

Tabelle 8-1: Stationen zur Ermittlung des Immissionsbeitrags der Quelle und zur Ermittlung der Luvbelas-tung (in Klammern: alternative Station, falls an der Station ein Messausfall vorliegt)

Emissionsquelle Leeseitig gelegenerMesspunkt

Ausgewertete Windrichtung

Luvseitiger -Messpunkt

Schiffsentladung MP2 180 - 240 MP1

Hafenlager (Absetzen, Abkratzen)

MP1 30 - 100 MP3 (MP5)

Betriebslager (Absetzen, Abkratzen)

MP3, MP5 180 - 240 MP1

Die Verwendung eines minimalen Luv-Messwertes anstelle fester Messstellen führte zu keiner wesentlichen Änderung der Ergebnisse.

8.2 Mittlere PM10-Emissionsfaktoren

8.2.1 Absetzen von Kohle auf die Halden Abbildung 8-1 zeigt das Ergebnis der Doppelsummenanalyse für den Vorgang ‚Absetzen‘. Auf der x-Achse sind die kumulierten Summen der berechneten, auf der y-Achse die kumulierten Summen der gemessenen Staubkonzentrationen dargestellt. Für die Auswertungen wurden die gemesse-nen und simulierten Werte an Station 1 (westlich des Hafenlagers), Station 3 (nördlich des Be-triebslagers) und Station 5 (nördlich des Betriebslagers) verwendet. Die an diesen Stationen ge-messenen Staubkonzentrationen wurden jeweils um den Betrag der luvseitig gelegenen Stationen bereinigt.

Die Werte sind in zeitlicher Reihenfolge geordnet und reichen von Mitte April 2008 bis Mitte Juni 2009.


iMA

Richter & Röckle


Innerhalb der Kurve gibt es Bereiche mit unterschiedlichen Steigungen und somit unterschiedli-chen Emissionsfaktoren. Die Ursachen werden in Kapitel 8.5 untersucht.

Der mittlere Emissionsmassenstrom errechnet sich aus der mittleren Steigung zu 415 g/h. Setzt man eine mittlere Absetzleistung von 500 t/h an (untere Abschätzung), so kann daraus ein PM10- Emissionsfaktor von ca. 0,8 g/t abgeleitet werden.

Ein Schätzwert für den relativen statistischen Fehler dieses Emissionsfaktors ergibt sich aus der Standardabweichung der Residuen der Doppelsummenkurve, indem die mit der mittleren Doppel-summengeraden eingeschlossene Fläche auf die Fläche unter der Doppelsummengerade bezo-gen wird. Zusätzlich wird ein Wertebereich aus minimalem und maximalem Wert für den Emissi-onsfaktor im ausgewerteten Zeitintervall angegeben.

Aus den unterschiedlichen Steigungen und den Residuen bzgl. der mittleren Steigung kann ein Wertebereich des Emissionsfaktors von 0,35 bis 2,6 g/t bei einem statistischen Fehler von ca. 30% abgeleitet werden.


iMA

Richter & Röckle


0

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

3.000

3.200

3.400

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000

Summe (simuliert) (µg/m³)

0,83 g/t

Abbildung 8-1: Doppelsummenanalyse für das Absetzen. (Daten chronologisch dargestellt). Der Auswer-

tung liegen 483 Halbstundenwerte zugrunde. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet. Die gemessenen Werte sind luvbereinigt.

8.2.2 Abkratzen von den Halden Zum Abkratzen der Kohle wird am Hafenlager ein Halbportalkratzer, am Betriebslager eine Egge eingesetzt (siehe Kapitel 0). Da sich die Emissionen dieser Systeme unterscheiden können, erfolg-te eine getrennte Auswertung.

Die Doppelsummenanalyse für das Abkratzen am Hafenlager (Halbportalkratzer) ist in Abbildung 8-2 dargestellt. Für die Auswertung wurden die luvbereinigten Mess- und Simulationswerte der Station 1 (westlich des Hafenlagers) verwendet.

Der mittlere Emissionsmassenstrom errechnet sich zu 171 g/h. Aus der mittleren Absetzleistung von 700 t/h kann hieraus ein PM10- Emissionsfaktor von 0,24 g/t abgeleitet werden.

Der Wertebereich des mittleren Emissionsfaktors liegt zwischen 0,07 g/t und 0,7 g/t bei einem sta-tistischen Fehler von ca. 15%.


iMA

Richter & Röckle


Auf die unterschiedlichen Steigungen und damit verbundenen unterschiedlichen Emissionsfakto-ren wird in Kapitel 8.5 eingegangen.

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1.000

1.100

1.200

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 5.000 10.000 15.000 20.000 25.000 30.000 35.000 40.000 45.000 50.000


0,24 g/t

Abbildung 8-2: Doppelsummenanalyse für das Abkratzen am Hafenlager mittels Halbportalkratzer. (Daten

chronologisch dargestellt). Der Auswertung liegen 220 Halbstundenwerte zugrunde. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berech-net. Die gemessenen Werte sind luvbereinigt.

Am Betriebslager (Abkratzen mittels Egge, siehe Abbildung 8-3) ist der Verlauf der Doppelsumme weniger einheitlich. Da die abgesetzte Kohle eine Mischkohle mit relativ einheitlichen Eigenschaf-ten ist und auch die Durchsatzleistung des Abkratzers nur geringe Schwankungen aufweist, kom-men meteorologische Randbedingungen hierfür in Betracht (siehe Kapitel 8.5).

Der mittlere Emissionsmassenstrom errechnet sich zu 472 g/h. Aus der mittleren Abkratzleistung von 800 t/h kann ein PM10- Emissionsfaktor von ca. 0,6 g/t abgeleitet werden.

Aus den unterschiedlichen Steigungen und den Residuen bzgl. der mittleren Steigung kann ein Wertebereich des Emissionsfaktors von 0,14 bis 1,0 g/t bei einem statistischen Fehler von ca. 15% abgeleitet werden.


iMA

Richter & Röckle


0

250

500

750

1.000

1.250

1.500

1.750

2.000

2.250

2.500

2.750

3.000

3.250

3.500

3.750

4.000

4.250

4.500

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 60.000 70.000


0,59 g/t

Abbildung 8-3: Doppelsummenanalyse für das Abkratzen am Betriebslager mittels Egge. (Daten chronolo-

gisch dargestellt). Der Auswertung liegen 377 Halbstundenwerte zugrunde. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet. Die ge-messenen Werte sind luvbereinigt.

8.2.3 Schiffsentladung Für die Auswertung wurden die luvbereinigten Mess- und Simulationswerte an Station 2 (nordöst-lich der Schiffsentladung) verwendet. Die Doppelsummenanalyse ist in Abbildung 8-4 dargestellt. Für die Ausbreitungsrechnungen wurden zusätzlich zu den meteorologischen Daten der USA-Station auch die Windmessungen an Messpunkt 2 berücksichtigt (vgl. Kapitel 6.3.4). Die bodenna-he Ausbreitung konnte damit genauer modelliert werden.

Abgesehen vom Zeitraum Mitte November bis Mitte Dezember 2008 sowie einzelnen kurzzeitigen Ereignissen liegt ein relativ einheitlicher Verlauf vor.

Aus der Grafik leitet sich ein mittlerer Massenstrom von 64 g/h ab. Unter Berücksichtigung einer mittleren Entladeleistung von 250 t/h errechnet sich damit ein Emissionsfaktor von 0,26 g/t.


iMA

Richter & Röckle


Der Werteberich des mittleren Emissionsfaktors erstreckt sich von ca. 0,07 g/t bis 0,6 g/t bei einem statistischen Fehler von 20%.

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 50.000 100.000 150.000 200.000 250.000 300.000 350.000


0,26 g/t

15.11.08bis

10.12.08

Nov. '08 bis Feb. '09

Abbildung 8-4: Doppelsummenanalyse der Schiffsentladung. (Daten chronologisch dargestellt). Der Aus-

wertung liegen 511 Halbstundenwerte zugrunde. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet. Die gemessenen Werte sind luv-bereinigt.

8.2.4 Zusammenfassung der mittleren PM10-Emissionsfaktoren für den Umschlag von Koh-le

Die mittleren Emissionsfaktoren sind zusammenfassend in Tabelle 8-2 dargestellt.

Die Emissionsfaktoren für das Abkratzen gelten für die Vorgänge „Abkratzen + Übergabe auf Aus-tragsband“, der Emissionsfaktor für die Schiffsentladung für die Vorgänge „Aufnahme per Greifer + Aufgabe in teileingehausten Trichter + Übergabe auf Austragsband“. Der Emissionsfaktor für das Absetzen gilt für den Bandabwurf und eine Fallhöhe von ca. 1,5 m.


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 8-2: Mittlere PM10-Emissionsfaktoren für Umschlagvorgänge

Emissions-massenstrom

Durchsatz-leistung

Emissions-faktor

Statistischer Fehler Quelle Anzahl der

Werte g/h t/h g/t %

Absetzen 483 415 500 0,83 30

Abkratzen Hafenlager

(Halbportalkratzer) 220 171 700 0,24 15

Abkratzen Betriebslager

(Egge) 377 472 800 0,59 15

Schiffsentladung 511 64 250 0,26 20

8.3 Mittlere PM2,5- Emissionsfaktoren Die mit der Doppelsummenanalyse berechneten mittleren PM2,5-Emissionsfaktoren sind in Tabelle 8-3 aufgeführt. Aufgrund der geringen Messsignale wurden auch negative luvbereinigte Messwerte miteinbezogen.

Die zugrunde liegenden Kurven weisen einen sehr uneinheitlichen zeitlichen Verlauf auf. Deshalb ist Tabelle 8-3 in zusätzlich eine Streubreite der Emissionsfaktoren aufgeführt. Diese wurde ermit-telt, indem die über die über einen längeren Zeitraum vorhandene maximale und minimale Stei-gung der Doppelsummenkurve abgeschätzt und als Segment zum Endpunkt der Doppelsummen-kurve addiert wurde.

Tabelle 8-3: Mittlere PM2,5 -Emissionsfaktoren für Umschlagvorgänge


Durchsatz-leistung Emissionsfaktor

Quelle Anzahl der Werte

g/h t/h g/t

Absetzen 551 14 500 0,03 (0 … 0,06)

Abkratzen Hafenlager

(Halbportalkratzer) 220 20 700 0,03

(0,02 … 0,06)

Abkratzen Betriebslager

(Egge) 377 17 800 0,02

(0,01 ... 0,03)

Schiffsentladung 604 13 250 0,05 (0,05 ... 0,06)


iMA

Richter & Röckle


08.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.201008.12.2010

0

200

400

600

800

1.000

Sum

me(

gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 10.000 20.000 30.000 40.000

Absetzen:0,03 g/t

0

200

400

600

800

1.000

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 60.000

Schiffsentladung:0,05 g/t

0

200

400

600

800

1.000

Sum

me(

gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 10.000 20.000 30.000

Summe(simuliert) (µg/m³)

0

200

400

600

800

1.000

0 10.000 20.000 30.000


AbkratzenHafenlager:

0,03 g/t

AbkratzenBetriebslager:

0,02 g/t

Abbildung 8-5: Doppelsummenanalyse PM2,5. (Daten chronologisch dargestellt; die Streubreite ist durch

einen roten Balken gekennzeichnet; die gemessenen Werte sind luvbereinigt.)

8.4 Mittlere Gesamtstaub-Emissionsfaktoren Unter Gesamtstaub wird die Schwebstaubfraktion verstanden, die von den High-Volume-Samplern erfasst wird. Es handelt sich in etwa um die Fraktion PM50.

Da an den Messstellen 1 und 2, die zur Auswertung der Schiffsentladung herangezogen wurden, nicht gleichzeitig TSP gemessen wurde, musste die TSP-Konzentration der luvseitigen Messstel-le 1 aus einer Regressionsanalyse in den vorliegenden Messzeitraum abgeleitet werden. Es ergab sich ein mittlerer PM10:TSP-Faktor von 0,8, mit dem die luvseitige TSP-Konzentration anhand der PM10-Konzentrationen an Messstelle 1 abgeschätzt werden konnte.

Um von den gemessenen TSP-Konzentrationen auf den Emissionsmassenstrom zurückzurech-nen, musste im Ausbreitungsmodell eine Depositions- und Sedimentationsgeschwindigkeit ange-nommen werden. Da dieser Parameter nicht genau bekannt ist, wurde hilfsweise eine Depositi-


iMA

Richter & Röckle


onsgeschwindigkeit von 0,07 m/s und eine Sedimentationsgeschwindigkeit von 0,05 m/s, die ge-mäß Anhang 3 der TA Luft für Stäube unbekannter Korngrößenklasse anzusetzen ist, verwendet (siehe auch Kapitel 6.3.4).

Unter diesen Randbedingungen wurden mit der Doppelsummenanalyse die in Tabelle 8-4 aufge-führten mittleren Emissionsfaktoren berechnet. Sie gelten unter den oben beschriebenen Randbe-dingungen.

Tabelle 8-4: Mittlere TSP-Emissionsfaktoren für Umschlagvorgänge zur Ermittlung des mit Kleinfiltergerä-ten oder TEOM-Geräten erfassten Schwebstaubs (nicht zur Berechnung des Staubnieder-schlags geeignet).


Durchsatz-leistung Emissionsfaktor

Quelle Anzahl der Werte

g/h t/h g/t

Absetzen 193 679 500 1,4

Abkratzen Halbportalkratzer

94 523 700 0,75

Abkratzen Egge

101 1183 800 1,5

Schiffsentladung 242 89 250 0,36

Mit den Tabelle 8-4 aufgeführten TSP-Emissionsfaktoren kann diejenige TSP-Konzentration be-rechnet werden, die von den High-Volume-Samplern, Kleinfiltergeräten oder TEOM-Geräten er-fasst wird. Wendet man diese Faktoren zur Berechnung des Staubniederschlags an, wobei eine Depositionsgeschwindigkeit von 0,07 m/s und eine Sedimentationsgeschwindigkeit von 0,05 m/s angesetzt wird, so wird der Staubniederschlag unterschätzt.

Um Emissionsfaktoren zu ermitteln, mit denen der Staubniederschlag größenordnungsmäßig ab-geschätzt werden kann, wurden Ausbreitungsrechnungen für ausgewählte Staubniederschlag-Messperioden durchgeführt. Folgende Perioden wurden ausgewählt:

• Periode 1: 29.05. bis 16.06.2008. Diese Periode zeichnete sich durch häufigen Nordost-wind aus.

• Periode 2: 05.03. bis 19.03.2009. Diese Periode zeichnete sich durch häufigen Südwest-wind aus.

• Periode 3: 07.04. bis 21.04.2009. Diese Periode zeichnete sich durch häufigen Südwest-wind aus.

Führt man für diese Perioden Ausbreitungsrechnungen durch und legt hierfür die mittleren Emissi-onsfaktoren für PM10 und PM2,5 zugrunde, so können Staubniederschläge an den Messpunkten berechnet werden. Da es sich nur um den Immissionsbeitrag von PM10 und PM2,5 handelt, sind die


iMA

Richter & Röckle


berechneten Staubniederschläge gering. Falls die Differenz zu den gemessenen Staubnieder-schlägen per Konvention der Fraktion „PMu“ (unbekannte Korngrößenklasse) zugeordnet wird, kann auf die Emission der Fraktion „PMu“ geschlossen werden.

Tabelle 8-5 enthält die Faktoren, mit denen die PM10-Emission zu multiplizieren ist, damit der Staubniederschlag an den Messstellen unter Verwendung von „PMu“ abgeschätzt werden kann. Dieser Faktor schwankt bei den betrachteten Perioden zwischen 3 und 10. Es ist zu beachten, dass es sich um eine grobe Abschätzung handelt.

Tabelle 8-5: Faktor TSP : PM10-Emission zur Abschätzung des Staubniederschlags (Erläuterung siehe Text)

Periode Betrachteter Messpunkt

Luvbereinigter Staubniederschlag in mg/(m² ⋅ d)

Faktor PMu : PM10

29.05. bis 16.06.2008 1 40 3

05.03. bis 19.03.2009 3 88 3

07.04. bis 21.04.2009 3 58 10

8.5 Untersuchung von Einflussparametern auf die PM10-Emissionen

8.5.1 Einleitung In den Kapiteln 8.2 bis 8.4 sind mittlere Emissionsfaktoren angegeben, die für Randbedingungen gelten, die am Kraftwerk Bergkamen vorlagen. Die Kurven der Doppelsummenanalyse zeigen, dass die Emissionsfaktoren zeitlich nicht konstant sind. Es muss also weitere Parameter geben, die einen Einfluss auf die Emissionen haben. Diese werden im Folgenden untersucht.

Üblicherweise werden die gemessenen und die berechneten Werte entsprechend ihrer zeitlichen Abfolge, also geordnet nach dem Parameter „Zeit“, summiert. Es ist jedoch möglich, anstelle der Zeit andere Parameter zu verwenden. Beispielsweise kann die Analyse nur für bestimmte Koh-lesorten durchgeführt werden. Ebenso können die Daten nach aufsteigender Windgeschwindigkeit sortiert werden. Man kann dann prüfen, ob bei hohen Windgeschwindigkeiten eine andere Stei-gung als bei geringen vorliegt.

8.5.2 Tree-based Analyse Im ersten Schritt wurde eine tree-based Analyse durchgeführt, um zu prüfen, ob es Zusammen-hänge zwischen den gemessenen Staubkonzentrationen und externen Parametern, z.B. Kohlesor-te, Kohlefeuchte, Meteorologie gibt. Tree-based Analysen ermöglichen es, Immissonsmesswerte und Einflussparameter „optimal zu gruppieren“ und in Form eines Regressionsbaums darzustellen.

Als unabhängige Variable wurden im vorliegenden Fall diejenigen Parameter, die einen Einfluss auf die Immissionsmesswerte haben können, wie Kohlefeuchte, Windgeschwindigkeit, Temperatur, relative Luftfeuchte und Vertikalturbulenz, verwendet. Die abhängige Variable im Regressionsmo-


iMA

Richter & Röckle


dell, die durch stückweise konstante Werte angenähert wird, ist der luvbereinigte Immissions-messwert. Eine genauere Beschreibung der tree-based Analyse kann Anhang 6 entnommen wer-den.

Verwendet wurde die Methode RPART der Statistiksoftware R (Version 2.11.1 vom 31.05.2010).

Angewendet wurde die tree-based Analyse auf zwei Datenselektionen:

1. Halbstündliche Messwerte an Messpunkt 1 westlich des Hafenlagers

- Windgeschwindigkeit ≥ 1m/s,

- Wind aus nordöstlicher bis östlicher Richtung (Windrichtung an der Messstelle USA 45° bis 100°), also vom Hafenlager in Richtung Messpunkt 1,

- der Absetzer am Hafenlager ist aktiv und befindet sich innerhalb des maßgebenden Windrichtungssektors, also sehr nah an Messpunkt 1,

- der Abkratzer am Hafenlager ist entweder nicht aktiv oder er befindet sich ganz im Norden des Hafenlagers, so dass ein Einfluss auf Messpunkt 1auszuschließen ist.

- Ausgewählt wurden unter diesen Restriktionen 158 Halbstundenwerte.

2. Halbstündliche Messwerte an den Messpunkten 1, 3, 4 und 5

- Windgeschwindigkeit ≥ 1m/s,

- kein Niederschlag,

- der Absetzer am Hafenlager oder mindestens einer der Absetzer an den Betriebsla-gern ist aktiv.

- Ausgewählt wurden unter diesen Restriktionen 629 Halbstundenwerte.

Als unabhängige Variable für den Regressionsbaum wurden gewählt:

- Windgeschwindigkeit an der USA-Messstation

- Temperatur an der USA-Messstation

- Relative Luftfeuchte an der Messstation 2

- Vertikalturbulenz (Standardabweichung, berechnet aus der Fluktuation der Vertikalwind-komponenten. Es handelt sich um einen möglichen Einflussparameter für das Aufwirbeln von Staub).

Zudem wurde bei der Datenselektion an Messpunkt 1 (Hafenlager) die Kohlefeuchte als zusätzli-che unabhängige Variable mit aufgenommen. An den anderen Messpunkten konnte die Kohle-feuchte nicht berücksichtigt werden, da dort Mischkohle umgeschlagen wurde.

Als abhängige Variable wurden jeweils die luvbereinigte Staubkonzentrationen an den Messpunk-ten verwendet.


iMA

Richter & Röckle


Beim Pre-Pruning („Vorschneiden“) des Baumes wurden folgende Abbruchkriterien gesetzt:

• die minimale Anzahl von Werten in einem Knoten, für die der Algorithmus noch versucht, einen Split durchzuführen, wurde auf 20 gesetzt.

• die minimale Anzahl an Werten in einem Endknoten wurde auf 7 gesetzt.

• bei einer Änderung des Bestimmtheitsmaßes durch einen Split um weniger als 0.012 wird dieser Split nicht durchgeführt.

Beim Post-Pruning („Nachschneiden“) wurde die Anzahl der Kreuzvalidierungen auf 10 festgelegt.

1. Absetzer am Hafenlager aktiv, Wind weht zu Messpunkt 1

Mit diesen Einstellungen ergibt sich für Messpunkt 1 westlich des Hafenlagers ein Regressi-onsbaum mit sieben Endknoten, der in Abbildung 8-6 dargestellt ist.

|

0.4n=43

3.7n=31

8.4n=25

10.3n=26 12.2

n=818

n=15

28.9n=10

Temperatur < 26°C Temperatur 26°C≥

Relative Luftfeuchte 47%≥ Relative Luftfeuchte < 47%

Kohlefeuchte < 8.9 Kohlefeuchte 8.9≥

Temperatur < 12°C Temperatur 12°C≥

Windgeschw. < 3.3m/s Windgeschw. 3.3m/s≥

Kohlefeuchte 10≥ Kohlefeuchte < 10

Abbildung 8-6: Regressionsbaum für den Datensatz von Messpunkt 1 bei aktivem Absetzer in direkter

Nähe des Messpunkts 1. Der Wind ist vom Absetzer zu Messpunkt 1 gerichtet. Die blauen Zahlen repräsentieren die mittlere luvbereinigte PM10-Konzentration in µg/m³. n ist die An-zahl der zugrunde liegenden 30-Minuten-Mittelwerte.


iMA

Richter & Röckle


Der Baum ist folgendermaßen zu interpretieren:

Jeder Pfad zu einem Endknoten entspricht einer Gruppierung von Daten. Dabei hängt jede Verästelung (Split) nur vom Wert einer einzelnen unabhängigen Variablen ab. In dem Baum in Abbildung 8-6 wird links und rechts von jedem Knoten die unabhängige Variable angegeben, die den Split bestimmt und der Splitting-Wert der Variable. Am Endknoten jedes Astes steht in blau der Mittelwert über die Messwerte am Messpunkt 1, die diesem Ast zugeordnet sind. Dar-unter steht die Anzahl der Messwerte, die in diesen Ast gruppiert wurden.

Nach Abbildung 8-6 haben folgende Variablen einen statistisch signifikanten Einfluss auf die Staubkonzentration an Messpunkt 1:

• Lufttemperatur

• relative Luftfeuchte

• Windgeschwindigkeit

• Kohlefeuchte.

Z.B. beträgt der Mittelwert über die 43 Messwerte, die bei Temperaturen < 12°C und Kohle-feuchten < 8,9% auftreten, 0,4 µg/m3. Der Gruppe von 10 Werten mit Temperaturen über 26°C dagegen wird eine mittlere Konzentration von 28,9 µg/m3 zugewiesen.

Die höchsten Mittelwerte werden also beim rechten Hauptast ausgewiesen. Sie treten bei rela-tiv hohen Temperaturen, niedrigen relativen Feuchten und hohen Windgeschwindigkeiten auf. Bei Temperaturen < 12 °C sind die mittleren PM10-Konzentrationen hingegen niedrig.

2. Absetzer am Hafenlager oder am Betriebslager aktiv

Für diese Untersuchung wurden die Messwerte der Messpunkte 1, 3, 4 und 5 herangezogen. Damit erhöht sich das Datenkollektiv gegenüber der vorherigen Auswertung.

Je Messpunkt wurden nur diejenigen Datensätze berücksichtigt, bei denen der Wind vom der Staubquelle zum Messpunkt wehte.

In Abbildung 8-7 ist der Regressionsbaum dargestellt, der sich bei gemeinsamer Betrachtung des Absetzens am Hafenlager und an den beiden Betriebslagern ergibt.


iMA

Richter & Röckle


|

1.4n=279

-0.4n=36 n=172

n=168.9n=63

14.7n=50

34.1n=13

Relative Luftfeuchte 47%≥ Relative Luftfeuchte < 47%

Relative Luftfeuchte 67%≥ Relative Luftfeuchte < 67% Temperatur < 25°C Temperatur 25°C≥

Vertikalturbulenz < 0.7 Vertikalturbulenz 0.7≥

Windgeschw. < 1.5 Windgeschw. 1.5≥

Windgeschw. < 1.7 Windgeschw. 1.7≥

Abbildung 8-7: Regressionsbaum für das Absetzen von Kohle am Hafenlager oder am Betriebslager. Es

wurden die Daten an den Messpunkten 1, 3, 4 und 5 ausgewertet, wenn der Wind direkt vom Absetzer zum Messpunkt gerichtet war. Die blauen Zahlen repräsentieren die mittlere luvbereinigte PM10-Konzentration in µg/m³. n ist die Anzahl der zugrunde liegenden 30-Minuten-Mittelwerte.

Folgende Variablen haben einen statistisch signifikanten Einfluss auf die Staubkonzentration an den Messpunkt 1, 3, 4 und 5:

• relative Luftfeuchte

• Lufttemperatur

• Windgeschwindigkeit

• Vertikalturbulenz.


iMA

Richter & Röckle


Auch in diesem Baum wird der höchste mittlere Messwert (34,1 µg/m³) in dem Ast mit hohen Tem-peraturen und niedriger relativer Luftfeuchte erreicht. Geringe Konzentrationen treten hingegen bei hohen relativen Luftfeuchten auf.

8.5.3 Einfluss von Kohleeigenschaften auf die PM10-Emissionen Der Einfluss der Kohlefeuchte wird von der tree-based Analyse als gering ausgewiesen, was nicht erwartet wurde. Dennoch weisen erste Auswertungen der Schiffsentladung (Richter et. al., 2009) darauf hin, dass Kohleeigenschaften einen Einfluss auf die Staubemission haben können. Da die Kohle beim Abkratzen des Hafenlagers durchmischt wird, weist sie beim Absetzen auf das Be-triebslager eine relativ einheitliche Feuchte auf (9 bis 11 %) auf. Auch die Kohlesorten sind ver-mischt.

Somit können die Kohleeigenschaften nur für die Vorgänge ‚Schiffsentladung‘ und ‚Absetzen aufs Hafenlager‘ untersucht werden.

8.5.3.1 Einfluss der Kohlefeuchte

8.5.3.1.1 Schiffsentladung Bei dieser Auswertung ist zu beachten, dass zwei Schiffe gleichzeitig entladen werden können. Somit kann Kohle mit verschiedenen Eigenschaften entladen werden. In 72 % der Fälle wurde von beiden Schiffen die gleiche Kohle entladen oder es entlud nur ein Kran. In 28 % der Fälle wurden an beiden Schiffen verschiedene Kohlesorten mit unterschiedlicher Feuchte entladen. Da für die Auswertung nur Süd- bis Südwestwinde berücksichtigt wurden (180° bis 235°), reduzierte sich dieser Anteil im vorliegenden Fall auf 16 %. Er wird für die folgenden Auswertungen nicht berück-sichtigt.

Das Ergebnis der Doppelsummenanalyse ist in Abbildung 8-8 dargestellt. Die Daten wurden nach absteigender Kohlefeuchte sortiert.

Die Kurve weist für hohe und mittlere Kohlefeuchten einen relativ einheitlichen Verlauf auf. Erst unterhalb einer Kohlefeuchte von ca. 9 % nimmt die mittlere Kurvensteigung deutlich zu und führt zu einem Emissionsmassenstrom von ca. 100 g/h, entsprechend einem Emissionsfaktor von 0,43 g/t (zum Vergleich: der mittlere Emissionsfaktor beträgt 0,26 g/t).


iMA

Richter & Röckle


0

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 50.000 100.000 150.000 200.000 250.000 300.000 350.000


Kohlefeuchte < 9 %:0,43 g/t

0,26 g/t

Abbildung 8-8: Schiffsentladung. Doppelsummen nach absteigender Kohlefeuchte sortiert. Oben rechts ist

der mittlere Emissionsfaktor dargestellt. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet. Die gemessenen Werte sind luvbereinigt.

8.5.3.1.2 Absetzer Der Einfluss der Kohlefeuchte konnte nur am Hafenlager untersucht werden, da die abgesetzte Kohle am Betriebslager eine sehr einheitliche Feuchte aufwies. Abbildung 8-9 zeigt das Ergebnis der Doppelsummenanalyse. Eine Abhängigkeit von der Kohlefeuchte ist nicht erkennbar. Auffällig ist, dass es unterhalb einer Feuchte von 8,8 % Bereiche mit sehr geringer Emission gibt, während auch bei hoher Kohlefeuchte überdurchschnittlich hohe Emissionen auftreten können.


iMA

Richter & Röckle


200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

5.000 10.000 15.000 20.000


> 8,8 % < 8,2 %Kohlefeuchte

Abbildung 8-9: Absetzer am Hafenlager. Doppelsummen nach absteigender Kohlefeuchte sortiert. Die

simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berech-net. Die gemessenen Werte sind luvbereinigt.

8.5.3.2 Einfluss der Kohlesorte Die Kohlesorten unterscheiden sich unter anderem hinsichtlich ihrer Korngrößen und ihres Anteils an flüchtigen Substanzen. Auch in der Literatur wird darauf verwiesen, dass es einen Einfluss der Kohlesorte auf die Emissionen geben kann (siehe Kapitel 2.4.2.2).

8.5.3.2.1 Schiffsentladung Für Auswertung wurden nur solche Datensätze verwendet, bei denen der Anteil der jeweiligen Kohlesorte innerhalb eines 30-Minuten-Intervalls > 90 % war. Abbildung 8-10 zeigt die Doppel-summenanalyse für die am häufigsten umgeschlagene AV-Kohle sowie für die verbleibenden Koh-lesorten. Die AV-Kohle weist relativ uneinheitlich Steigungsabschnitte auf, die auf weitere Einfluss-


iMA

Richter & Röckle


parameter hinweisen. Hierauf wird in Kapitel 8.5.5 eingegangen. Der Emissionsfaktor der AV-Kohle beträgt im Mittel 0,19 g/t und ist damit etwas geringer als der mittlere Emissionsfaktor der verbleibenden Sorten (0,31 g/t).

0

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

Sum

me(

gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 50.000 100.000 150.000 200.000 250.000 300.000


AV-Kohle:0,19 g/t

sonstigeKohlesorten:

0,31 g/t

Abbildung 8-10: Schiffsentladung. Doppelsummenanalyse für AV-Kohle (links) und die sonstigen Kohlesor-

ten (rechts). Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet. Die gemessenen Werte sind luvbereinigt.

In Abbildung 8-11 sind die Doppelsummenanalysen sowie die Emissionsfaktoren für jede umge-schlagene Kohlesorte dargestellt. Die höchsten Emissionsfaktoren weisen die südafrikanischen Sorten SAF-KLE und SAF-RB mit 0,7 bzw. 0,5 g/t auf. Der Emissionsfaktor von SAF-KLE beruht allerdings nur auf 11 Halbstundenwerten. Bei SAF-RB existieren Bereiche mit unterschiedlicher Steigung. Die geringe Steigung zu Beginn gilt für den Umschlag im Dezember 2008.


iMA

Richter & Röckle


800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

Sum

me(

gem

esse

n)(µ

g/m

³)

200.000 250.000 300.000 350.000 400.000


KO

L-C

ER:<

0,1

g/t

KO

L-LA

L:0,

3g/

t

PRO

:0,2

g/t

RU

S-SC

O:0

,3g/

t

RU

S-SK

O:0

,1g/

t

RU

S-TA

L:0,

2g/

t

RU

S-TA

LDI:

0,2

g/t

SAF-

BL:

0,3

g/t

SAF-

DU

I:0,

1g/

t

SAF-

KLE

:0,7

g/t

SAF-

RB

:0,5

g/t

SAF-

TSE:

0,1

g/t

USA

-CO

N:0

,1g/

t

USA

-MA

S:0,

3g/

t

Abbildung 8-11: Schiffsentladung (ohne AV-Kohle). Doppelsummen nach Kohlesorte sortiert. Die simulier-ten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet. Die gemessenen Werte sind luvbereinigt.

8.5.3.2.2 Absetzen Die Doppelsummenanalyse für das Absetzen von Kohle auf das Hafenlager ist in Abbildung 8-12 dargestellt. Für die Analyse wurden nur Kohlesorten berücksichtigt, für die mehr als 10 Halbstun-denwerte vorlagen. Aufgrund dieser Restriktion konnten nur 4 Kohlesorten untersucht werden. Diesen liegt jeweils ein Kollektiv von mindestens 13 Werten zugrunde. Die übrigen Kohlesorten wurden unter der Kennzeichnung ’restliche Kohlesorten’ zusammengefasst.


iMA

Richter & Röckle


0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1.000

1.100

1.200

1.300

1.400

1.500

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000


3,0 g/t 1,9 g/t0,1 g/t

AV-Kohle

SAF-DUI SAF-KLE SAF-RB

0,9 g/trestliche

Kohlesorten

0,8 g/t

Abbildung 8-12: Absetzen am Hafenlager. Doppelsummen nach Kohlesorte und chronologisch sortiert. Die

simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berech-net. Die gemessenen Werte sind luvbereinigt.

Der Emissionsfaktor der AV-Kohle ist – wie bei Schiffsentladung – nicht einheitlich. Ein horizontal verlaufender Abschnitt mit einem Emissionsfaktor nahe Null wurde im November und Dezember 2008 ermittelt. In diesem Zeitraum herrschten offensichtlich Witterungsbedingungen, die eine Staubemission der Kohle nahezu verhinderte6. Dies betrifft auch den Umschlag der SAF-DUI-Kohle, der nur vom 26.12.08 bis 29.12.08 stattfand. Der Einfluss von meteorologischen Parame-tern wird in Kapitel 8.5.5 behandelt.

Die SAF-KLE-Kohle weist einen relativ hohen Emissionsfaktor von 3 g/t auf. Die Anzahl der zu-grunde liegenden Werte ist höher als bei der Schiffsentladung, da für das Absetzen nordöstliche und östliche Windrichtungen berücksichtigt wurden, während bei der Schiffsentladung südliche bis südwestliche Windrichtungen erforderlich waren. Die Kohle wurde im Mai 2008 (3.5.08 bis 2.6.08) 6 Messwerte, die während Regenniederschlag ermittelt wurden, wurden nicht in die Auswertung mit aufgenommen.


iMA

Richter & Röckle


bei trockener Witterung abgesetzt. Der Mai 2008 war der Monat mit der im Mittel geringsten relati-ven Luftfeuchte (vgl. Abbildung 5-1, Seite 56).

Im Mittel korrespondieren die Emissionsfaktoren mit denen der Schiffsentladung.

8.5.4 Einfluss der Förderleistung Gemäß VDI-Richtlinie 3790 sollte der Emissionsfaktor E von der Förderleistung des Umschlagag-gregats abhängen:

E (g/t) ~ (Förderleistung)-0,5

Dieser Effekt konnte am Hafenlager untersucht werden, da die Förderleistung des Absetzers ent-weder 250 t/h (bei Entladung eines Schiffes) oder 500 t/h (bei Entladung zweier Schiffe) betrug.

Die Auswertung zeigte im vorliegenden Fall keine Abhängigkeit des mittleren Emissionsfaktors von der Förderleistung des Absetzers. Der Emissionsfaktor unterschied sich nur um etwa 10%.

8.5.5 Einfluss von meteorologischen Parametern

8.5.5.1 Einleitung Die Tree-based Analyse (Kapitel 8.5.2) zeigt, dass meteorologische Parameter offensichtlich einen Einfluss auf die Staubmesswerte haben. Zu berücksichtigen ist, dass die Parameter z.T. gekoppelt sind. So sind Tage mit niedriger relativer Luftfeuchte oft mit hoher Temperatur, Sonnenschein und ausgeprägter Turbulenz (labile Ausbreitungsklasse) verbunden. Außerdem treten diese Situatio-nen bevorzugt bei nordöstlichen bis östlichen Windrichtungen auf, wenn also der Wind vom Hafen-lager zum Messpunkt 1 weht (siehe Abbildung 8-13).


iMA

Richter & Röckle


0

2

4

6

8

10

12

14

16

Häu

figke

it(%

)

0-5

5-1

0

10-1

5

15-2

0

20-2

5

25-3

0

30-3

5

35-4

0

40-4

5

45-5

0

50-5

5

55-6

0

60-6

5

65-7

0

70-7

5

75-8

0

80-8

5

85-9

0

90-9

5

95-1

00

Relative Luftfeuchte (%)

HL BL

Abbildung 8-13: Häufigkeitsverteilung der relativen Luftfeuchte, wenn der Wind vom Hafenlager zu Mess-

punkt 1 weht (rote Balken) bzw. vom Betriebslager zu den Messpunkten 3 und 5 (blaue Balken).

Hohe Windgeschwindigkeiten sind häufig mit Südwestwind (siehe Abbildung 8-14) und höherer relativer Luftfeuchte verbunden.

0

5

10

15

20

25

Häu

figke

it(%

)

0-0

,5

0,5

-1

1-1

,5

1,5

-2

2-2

,5

2,5

-3

3-3

,5

3,5

-4

4-4

,5

5,5

-5

5-5

,5

5,5

-6

6-6

,5

6,5

-7

7-7

,5

7,5

-8

8-8

,5

8,5

-9

9-9

,5

9,5

-10

Windgeschwindigkeit (m/s)

HL BL

Abbildung 8-14: Häufigkeitsverteilung der Windgeschwindigkeit, wenn der Wind vom Hafenlager zu Mess-

punkt 1 weht (Nordost- bis Ostwind, rote Balken) bzw. vom Betriebslager zu den Mess-punkten 3 und 5 weht (Südwestwind, blaue Balken).


iMA

Richter & Röckle


0

2

4

6

8

10

12

14

16

Häu

figke

it(%

)

-6--

4

-4--

2

-2-0

0-2

2-4

4-6

6-8

8-1

0

10-1

2

12-1

4

14-1

6

16-1

8

18-2

0

20-2

2

22-2

4

24-2

6

26-2

8

28-3

0

30-3

2

32-3

4

Lufttemperatur (ºC)

HL BL

Abbildung 8-15: Häufigkeitsverteilung der Lufttemperatur, wenn der Wind vom Hafenlager zu Messpunkt 1

weht (rote Balken) bzw. vom Betriebslager zu den Messpunkten 3 und 5 weht (blaue Bal-ken).

Die folgenden Auswertungen werden für die PM10 - Fraktion dargestellt. Für PM2,5 und TSP erfolgt die Auswertung analog und die Ergebnisse werden in Kapitel 8.6 zusammenfassend dargestellt.

8.5.5.2 Einfluss der relativen Luftfeuchte

8.5.5.2.1 Schiffsentladung In Abbildung 8-16 ist die Doppelsummenanalyse für die Schiffsentladung dargestellt. Die Daten wurden nach aufsteigender relativer Feuchte sortiert.

Um die zu einem bestimmten Summenwert gehörige relative Luftfeuchte zu ermitteln, muss zu-nächst senkrecht nach unten zur Summenkurve der relativen Feuchte gegangen werden (blauer Pfeil). Die relative Luftfeuchte lässt sich dann an der rechten Ordinate ablesen (roter Pfeil).

Bei hohen Luftfeuchten ist die Steigung der Doppelsummenkurve gering, d.h., es errechnen sich geringe Emissionsfaktoren von < 0,1 g/t. Den anderen Extremfall stellen sehr geringe Luftfeuchten dar, bei denen aus der Kurvensteigung ein Emissionsfaktor von bis zu 0,6 g/t abgeleitet werden kann.

Da die aus den Schiffen entladene Kohle nur oberflächlich abtrocknet und die tieferen Schichten kaum davon betroffen sind (wie auch Feuchteanalysen des Kraftwerks Bergkamen zeigen), kann das Phänomen nicht mit einer Austrocknung der entladenen Kohle erklärt werden. Es ist eher da-


iMA

Richter & Röckle


von auszugehen, dass Sekundäremissionen eine Rolle spielen, da die herabfallende feuchte Koh-le an den Förderbändern, Rollen und anderen Aggregaten zunächst anklebt und bei Wetterlagen mit geringer Luftfeuchte abtrocknet. Solche Wetterlagen sind häufig mit Sonnenschein verbunden, deren Energieeintrag die Trocknung begünstigt. Während des Betriebs der Anlage wird das ge-trocknete Material losgerüttelt bzw. an den Laufrollen der Bänder zerrieben und führt zu Staub-emissionen. Hierauf weisen auch Beobachtungen der Universität Wuppertal im Braunkohletagebau hin (Klenk, 2009).

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

30

35

40

45

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

Rel

ativ

eLu

ftfeu

chte

(%)

0 50.000 100.000 150.000 200.000 250.000 300.000


Relative Luftfeuchte > 88 %:0,08 g/t

Relative Luftfeuchte < 52 %:0,6 g/t

Abbildung 8-16: Schiffsentladung. Doppelsummen (blau) nach aufsteigender relativer Luftfeuchte (rot) sor-

tiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

8.5.5.2.2 Absetzen Das Ergebnis der Doppelsummenanalyse zeigt ebenfalls eine ausgeprägte Abhängigkeit von der relativen Luftfeuchte (siehe Abbildung 8-17). So beträgt der Emissionsfaktor bei relativen Feuchten unter 47 % etwa 1,9 g/t. Zwischen 47 und 65 % beträgt der Emissionsfaktor ca. 0,8 g/t, oberhalb 65 % im Mittel nur noch 0,3 g/t.


iMA

Richter & Röckle


0

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

3.000

3.200

3.400

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

25

30

35

40

45

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

Rel

ativ

eLu

ftfeu

chte

(%)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000



Relative Luftfeuchte< 47 %: 1,9 g/t

Relative Luftfeuchte47 % bis 65 %: 0,8 g/t

Abbildung 8-17: Absetzen von Kohle. Doppelsummen (blau) nach aufsteigender relativer Luftfeuchte (rot)

sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

Ein möglicher Grund für dieses Phänomen ist das rasche Abtrocknen der dunklen Haldenoberflä-che bei Wetterlagen mit geringer relativer Luftfeuchte. Wenn Kohle vom Absetzer auf die trockene Haldenoberfläche fällt, rieselt sie an den Haldenböschungen herunter. Beobachtungen zeigen, dass sich beim Herabrieseln viele kleine Kohleballen bilden, die auf der Haldenoberfläche „sprin-gen“ und beim Wiederauftreffen Staubpartikel von der Oberfläche ablösen (siehe Abbildung 8-18). Frisch abgeworfene feuchte Kohle treibt auch vorhandene – bereits abgetrocknete – Kohlebäll-chen vor sich her, die ebenfalls den beschriebenen Effekt verursachen oder durch Abrieb (an sich selbst, ggf. auch an der Haldenoberfläche) Staub freisetzen. Die Emission hängt bei den vorge-fundenen Randbedingungen offensichtlich weniger vom Feuchtegehalt der abgesetzten Kohle als von der Trockenheit der Haldenoberfläche ab.


iMA

Richter & Röckle


Abbildung 8-18: Staubentwicklung (unterhalb der roten Pfeile) beim Absetzen von feuchter Kohle auf eine

abgetrocknete Oberfläche. Die frisch abgesetzte Kohle besitzt eine dunklere Färbung als die abgetrocknete Oberfläche. Am Fuß der aus feuchter Kohle bestehenden „Lawine“ wird Staub aufgewirbelt.

Abbildung 8-19 zeigt einen Ausschnitt der Webcambilder, in denen das Abtrocknen der Halden-oberfläche dokumentiert wird. Das Bild wurde während einer sommerlichen Wetterlage mit hoher Sonneneinstrahlung und geringer relativer Feuchte aufgenommen. Die Messungen an den leesei-tigen Messstellen zeigten hohe Staubkonzentrationen. Man erkennt die abgetrocknete Halden-oberfläche und die noch dunkle feuchte Kohle beim Absetzen. Die schnelle Abtrocknung ist unter anderem auf die hohe Oberflächentemperatur der dunklen Kohlehalde zurückzuführen.


iMA

Richter & Röckle


Laufrichtungdes Absetzers

abgetrocknete Halden-oberfläche vom vorherigenAbsetzer-Durchlauf

Absetzen vonfeuchter Kohle

trocknende Kohle

Abbildung 8-19: Absetzen am Betriebslager bei trockener Witterung. Hinten links ist die Halde wieder abge-

trocknet.

Abbildung 8-20 zeigt den Verlauf der Doppelsummenkurve, wenn die Mess- und Simulationswerte nach der Tageszeit sortiert werden. Zwischen etwa 13 Uhr und 16 Uhr treten im Mittel die höchs-ten Emissionen auf, was sich im steileren Anstieg der Kurve zeigt. Auch hierfür könnte die im Mittel höhere Verdunstung und die höhere Windgeschwindigkeit (vgl. Kapitel 8.5.5.3) während der Ta-gesstunden ein Grund sein.


iMA

Richter & Röckle


200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

3.000

3.200

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

Uhr

zeit

(UTC

)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 60.000


13:00 bis15:00 Uhr

Abbildung 8-20: Absetzen von Kohle. Doppelsummen (blau) nach aufsteigender Uhrzeit (rot) sortiert. Die

simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berech-net.

8.5.5.2.3 Abkratzen Das Ergebnis der Doppelsummenanalyse für den Halbportalkratzer (Hafenlager) ist in Abbildung 8-21 und dargestellt. Eine Abhängigkeit von der relativen Feuchte ist nicht erkennbar. Ein mögli-cher Grund dafür ist, dass das Gerät relativ dicke Kohleschichten abträgt und kein Material die Böschungen herab rieselt. Der Rückgang des Emissionsfaktors oberhalb einer relativen Feuchte von etwa 86 % ist aufgrund der geringen Datenverfügbarkeit in diesem Luftfeuchtebereich nur we-nig belegt.


iMA

Richter & Röckle


0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1.000

1.100

1.200

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

25

30

35

40

45

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

Rel

ativ

eLu

ftfeu

chte

(%)

0 5.000 10.000 15.000 20.000 25.000 30.000 35.000 40.000 45.000


Relative Luftfeuchte > 86 %:< 0,1 g/t

Abbildung 8-21: Abkratzer am Hafenlager (Halbportalkratzer). Doppelsummen (blau) nach aufsteigender

relativer Luftfeuchte (rot) sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

Bei der Egge (Abbildung 8-22) wird unterhalb einer relativen Feuchte von ca. 66 % ein Emissions-faktor von 1,5 g/t, oberhalb davon ein Emissionsfaktor von ca. 0,3 g/t berechnet. Bei sehr hoher Luftfeuchte geht der Emissionsfaktor auf ca. 0,1 g/t zurück.

Da die Angriffsfläche der Egge an der Kohlehalde deutlich größer als beim Halbportalkratzer ist, trocknet die in flachen Schichten abgekratzte Kohle möglicherweise rasch ab. Beim Akratzen bil-den sich Kohlekügelchen, die beim Herabrieseln ggf. den in Kapitel 8.5.5.2.2 beschriebenen Effekt verursachen (siehe auch Abbildung 8-18).

Unterhalb einer relativen Luftfeuchte von 66 % führt eine weitere Absenkung der Luftfeuchte zu keiner höheren Emission.


iMA

Richter & Röckle


500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500

4.000

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

25

30

35

40

45

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

100

Rel

ativ

eLu

ftfeu

chte

(%)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 60.000



Relative Luftfeuchte < 66 %:1,5 g/t

Abbildung 8-22: Abkratzer am Betriebslager (Egge). Doppelsummen (blau) nach aufsteigender relativer

Luftfeuchte (rot) sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheits-quellstärke von 2 g/s berechnet.

8.5.5.3 Einfluss der Windgeschwindigkeit

8.5.5.3.1 Schiffsentladung In Abbildung 8-23 ist die Doppelsummenkurve, sortiert nach aufsteigender Windgeschwindigkeit, dargestellt. Die Steigung ist bis zu einer Windgeschwindigkeit von ca. 5 m/s (gemessen in 24 m über Grund) relativ einheitlich und entspricht einem Emissionsfaktor von 0,2 g/t. Oberhalb von ca. 5 m/s, entsprechend etwa 4 m/s in 10 m über Grund, steigt der Emissionsfaktor auf 0,6 g/t.


iMA

Richter & Röckle


0

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

Win

dges

chw

indi

gkei

tam

USA

(m/s

)

0 50.000 100.000 150.000 200.000 250.000 300.000


Windgeschwindigkeitam USA > 5 m/s:

0,6 g/t

Abbildung 8-23: Schiffsentladung. Doppelsummen (blau) nach aufsteigender Windgeschwindigkeit (rot)

sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

Eine eindeutige physikalische Erklärung für die Windgeschwindigkeitsabhängigkeit konnte bisher nicht gefunden werden. Möglicherweise werden herabfallende Kohlestäube abgeweht oder es tre-ten Sekundäremissionen auf, falls anhaftende Kohle bei höheren Windgeschwindigkeiten effektiver abtrocknet (siehe Ausführungen in Kapitel 8.5.5.2.1).

8.5.5.3.2 Absetzen Die Doppelsummenanalyse für das Absetzen ist in Abbildung 8-24 dargestellt. Die Messwerte und Simulationswerte wurden nach aufsteigender Windgeschwindigkeit sortiert.

Im unteren und mittleren Windgeschwindigkeitsbereich (bis ca. 5 m/s am USA bzw. 4 m/s in 10 m über Grund) beträgt der Emissionsfaktor ca. 0,75 g/t. Oberhalb von etwa 5 m/s am USA steigt der Emissionsfaktor auf ca. 3 g/t. Allerdings liegen in diesem Bereich nur wenige Messwerte vor.


iMA

Richter & Röckle


0

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

3.000

3.200

3.400

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

Win

dges

chw

indi

gkei

tam

USA

(m/s

)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000



3,1 g/t

Windgeschwindigkeitam USA < 5 m/s:

0,75 g/t

Abbildung 8-24: Absetzen am Hafen- und Betriebslager. Doppelsummen (blau) nach aufsteigender Wind-

geschwindigkeit (rot) sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Ein-heitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

8.5.5.3.3 Abkratzen Am Hafenlager und am Betriebslager werden unterschiedliche Abkratzer eingesetzt, weshalb eine getrennte Auswertung vorgenommen wurde. Aus Abbildung 8-25 ist ersichtlich, dass die Steigung beim Halbportalkratzer vergleichsweise konstant ist. Der Emissionsfaktor beträgt ca. 0,24 g/t.


iMA

Richter & Röckle


0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1.000

1.100

1.200

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

Win

dges

chw

indi

gkei

tam

USA

(m/s

)

0 5.000 10.000 15.000 20.000 25.000 30.000 35.000 40.000 45.000


0,24 g/t

Abbildung 8-25: Abkratzer am Hafenlager (Halbportalkratzer). Doppelsummen (blau) nach aufsteigender

Windgeschwindigkeit (rot) sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

Bei der Egge (Abbildung 8-16) beträgt der Emissionsfaktor bis zu einer Windgeschwindigkeit von etwa 4 m/s (bezogen auf eine Messhöhe von 24 m) bzw. 3,4 m/s (bezogen auf eine Messhöhe von 10 m) etwa 0,4 g/t. Darüber steigt er auf 1,6 g/t.


iMA

Richter & Röckle


500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500

4.000

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

Win

dges

chw

indi

gkei

tam

USA

(m/s

)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 60.000



1,6 g/t

Windgeschwindigkeitam USA < 4 m/s:

0,42 g/t

Abbildung 8-26: Abkratzer am Betriebslager (Egge). Daten nach aufsteigender Windgeschwindigkeit sor-

tiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

Ein möglicher Grund für die Windgeschwindigkeitsabhängigkeit sind Abwehungen des frisch ange-kratzten Materials, das in lockerer Konsistenz an der Stirnseite der Halde herunter rieselt. Da Hal-den, an denen abgekratzt wird, voll aufgehaldet sind, steht eine vergleichsweise große Fläche zur Verfügung.

8.5.5.4 Einfluss der atmosphärischen Turbulenz Trockene Wetterlagen mit niedriger relativer Feuchte und erhöhter Temperatur sind üblicherweise mit labiler atmosphärischer Schichtung und erhöhter Turbulenz verbunden. Eine erhöhte Turbulenz führt auch zu größeren Reibungskräften an der Materialoberfläche, wodurch sich die Staubemissi-on erhöhen kann. Aus diesen Gründen erscheint eine Berücksichtigung der Turbulenz sinnvoll.

Die atmosphärische Turbulenz wird durch Ausbreitungsklassen oder die Monin-Obuchow-Länge charakterisiert.


iMA

Richter & Röckle


8.5.5.4.1 Absetzen Das Ergebnis der Doppelsummenanalyse ist in Abbildung 8-27 dargestellt. Bei sehr labiler Schich-tung (hohe thermisch induzierte Turbulenz, Ausbreitungsklassen V) beträgt der Emissionsfaktor ca. 1 g/t. Bei den labilen und leicht labilen Schichtungen (Ausbreitungsklassen IV und III/2) wird ein Emissionsfaktor von ca. 0,85 g/t berechnet. Innerhalb der neutralen Ausbreitungsklasse III/1 findet ein Übergang zu ca. 0,5 g/t bei den stabilen Klassen statt.

0

500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000


AK

IV AK III/1 AK II

AK

V AK III/2

Abbildung 8-27: Absetzen. Die Daten wurden nach dem Kehrwert der Monin-Obuchov-Länge, d.h. von labil

in Richtung stabil aufsteigend sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit ei-ner Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

Innerhalb der neutralen Klasse III/1 ändert sich die Kurvensteigung deutlich. Diese Klasse wurde daher genauer untersucht, wobei meteorologische Parameter berücksichtigt wurden. Es zeigte sich, dass die Kurvensteigung hauptsächlich von der Tageszeit abhängt (siehe Abbildung 8-28).

Bis etwa 09:30 Uhr UTC (10:30 Uhr MEZ) ist die Emission sehr gering. Danach weist sie einen relativ konstanten Wert von 1,2 g/t auf (eine stärkere Zunahme ist nochmals um 13:00 Uhr zu beo-


iMA

Richter & Röckle


bachten). Etwa ab 18:00 Uhr geht die Emission dann wieder deutlich zurück. Eine mögliche Erklä-rung ist auch hier die Verdunstung, die in den Morgen- und Abendstunden gering ist.

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

15

16

17

18

19

20

Uhr

zeit

(UTC

)

0 5.000 10.000 15.000 20.000 25.000 30.000 35.000


13:00 Uhr9:30 Uhr 18:00 Uhr

Abbildung 8-28: Absetzen. Doppelsumme ausschließlich für die Ausbreitungsklasse III/1. Die Daten wurden

nach aufsteigender Uhrzeit sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

8.5.5.4.2 Abkratzen Abbildung 8-29 zeigt das Ergebnis der Doppelsummenanalyse für den Halbportalkratzer. Der Emissionsfaktor ist relativ einheitlich und beträgt für labile bis neutrale Schichtungen ca. 0,26 g/t. Bei stabiler Schichtung nimmt er ab.


iMA

Richter & Röckle


0

200

400

600

800

1.000

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 5.000 10.000 15.000 20.000 25.000 30.000 35.000 40.000 45.000


AK III/2 AK III/1 AK IIAK IVAK

V

Abbildung 8-29: Abkratzen am Hafenlager (Halbportalkratzer). Die Daten wurden nach dem Kehrwert der

Monin-Obuchov-Länge, d.h. von labil in Richtung stabil aufsteigend sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

Einen ähnlichen Verlauf zeigt die Doppelsummenanalyse für die Egge (Abbildung 8-30). Der Emis-sionsfaktor beträgt für labile bis neutrale Schichtungen ca. 0,8 g/t, und nimmt bei stabiler Schich-tung ab.


iMA

Richter & Röckle


500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500

4.000

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 60.000


AK III/2 AK III/1 AK II

AK IV

Abbildung 8-30: Abkratzen am Betriebslager (Egge). Daten nach Kehrwert der Monin-Obuchov-Länge auf-

steigend sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstär-ke von 2 g/s berechnet.

8.5.5.4.3 Schiffsentladung Bei der Schiffsentladung ist keine ausgeprägte Abhängigkeit von der Turbulenzklasse erkennbar (siehe Abbildung 8-31).


iMA

Richter & Röckle


200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 50.000 100.000 150.000 200.000 250.000 300.000


AK III/2 AK III/1 AK IIAK

IV

Abbildung 8-31: Schiffsentladung. Die Daten wurden nach dem Kehrwert der Monin-Obuchov-Länge, d.h.

von labil in Richtung stabil aufsteigend sortiert. Die simulierten PM10-Konzentrationen wur-den mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

8.5.6 Zusammenfassende Darstellung der Emissionen und ihrer Einflussgrößen Die Einflussgrößen auf die Staubemission werden beispielhaft anhand des Vorgangs ‚Absetzen“ dargestellt. Hierzu sind in Abbildung 8-32 einzelne Bereiche eingezeichnet, in denen sich die Staubemissionen unterscheiden.

• Abschnitt 1 (22.06.2008; 12:00 bis 15:30): In diesem Zeitabschnitt herrschte sehr trockene Wit-terung, wobei mit 40 bis 50 % die niedrigste relative Luftfeuchte des Untersuchungszeitraums vorlag. Die Lufttemperatur betrug ca. 28 °C bei starker solarer Einstrahlung. Die Windge-schwindigkeit war mit 5 bis 6 m/s relativ hoch. Die genannten Faktoren führten zu einer starken Austrocknung der Haldenoberfläche am Betriebslager, wie die Webcam-Auswertung zeigte.


iMA

Richter & Röckle


Die nachfolgend aufgeschüttete Kohle (Kohlefeuchte ca. 9,2 %) führte zu hohen Emissionen (der entsprechende Zeitabschnitt ist in Abbildung 8-19 auf Seite 127 dargestellt).

0

200

400

600

800

1.000

1.200

1.400

1.600

1.800

2.000

2.200

2.400

2.600

2.800

3.000

3.200

3.400

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000


0,83 g/t

1

2

3

4

Abbildung 8-32: Doppelsummenanalyse für das Absetzen. (Daten chronologisch dargestellt). Die simulier-

ten PM10-Konzentrationen wurden mit einer Einheitsquellstärke von 2 g/s berechnet.

• Abschnitt 2 (17.7. bis 26.7.2008): Während dieses Zeitraums herrschte eine feuchte Witte-rungsphase mit einer mittleren relativen Feuchte zwischen 70 und 85 %. Die Periode war im-mer wieder unterbrochen durch einzelne Niederschlagsereignisse (diese fließen nicht in die Auswertungen ein). Die Windgeschwindigkeit betrug im Mittel 3 m/s.

• Abschnitt 3 (Dezember 2008 bis Januar 2009): Es handelt sich um die kälteste Witterungsperi-ode des Untersuchungszeitraums, die von Hochdrucklagen bei nordöstlichen Windrichtungen geprägt war. Die Windgeschwindigkeit war mit 2 bis 3 m/s vergleichsweise niedrig; die Luft-feuchte lag zwischen 70 und 90 %. Es kann davon ausgegangen werden, dass auch die solare Energieflussdichte sehr gering war. Die genannten Effekte verhinderten das Austrocknen von Material und Haldenoberflächen.


iMA

Richter & Röckle


• Abschnitt 4 (31.03. bis 03.04.2009): Die Luftfeuchte betrug, ähnlich wie im Bereich 1, zwischen 40 und 50 %. Die Windgeschwindigkeit (1 bis 4 m/s) und die Lufttemperatur (9 bis 18 °C) wa-ren jedoch geringer als in Abschnitt 1.

Die Abschnitte mit besonders hoher oder geringer Steigung lassen sich auch bei anderen Doppel-summenkurven bestimmten Parameterkonstellationen zuordnen. So lag während der Schiffsentla-dung der Kohlesorte ’SAF-KLE’ (siehe Abbildung 8-11 auf Seite 119) trockenes Wetter mit einer relativen Luftfeuchte von 40 bis 60 % bei einer Windgeschwindigkeit zwischen 4 und 6 m/s vor (07.07.2008 12:00 bis 17:00) vor. Die hohe Emission dieser Kohlesorte kann also zusätzlich mete-orologische Ursachen haben.

Tabelle 8-6 enthält eine Zusammenstellung der mittleren PM10-Emissionsfaktoren sowie deren Abhängigkeit von den wichtigsten Einflussparametern.


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 8-6: Mittlere PM10-Emissionsfaktoren für Umschlagvorgänge sowie in Abhängigkeit von den wichtigsten Einflussparametern

Quelle Mittlerer

Emissionsfaktor (g/t)

Kohlesorte KOL-CER …

SAF KLE

Relative Luftfeuchte

hoch ... gering

Windge-schwindigkeitgering ... hoch

Ausbreitungs-klasse (I ... V)

Anmerkung

Absetzen 0,83 0,0 … 3 g/t 0,3 … 1,9 g/t 0,75 … 3 g/t 0,5 … 1,0 g/t Hoher Emissionsfaktor bei SAF-Kohle z.T. auf sehr trockene Witterung zurück-zuführen.

Abkratzen Halbportalkratzer 0,24 n. u. Keine

Abhängigkeit Keine

Abhängigkeit 0,2 … 0,3 g/t Keine ausgeprägte Abhängigkeit von Umgebungsparametern festzustellen.

Abkratzen Egge 0,59 n. u. 0,1 … 1,5 g/t 0,4 … 1,6 g/t 0,5 … 0,8 g/t

Schiffsentladung 0,26 0,1 … 0,7 g/t 0,1 … 0,6 g/t 0,2 … 0,6 g/t Keine Abhängigkeit

n.u.: nicht untersucht


iMA

Richter & Röckle


8.6 Untersuchung von Einflussparametern auf die PM2,5-Emissionen Die Doppelsummenkurven zur Ermittlung der PM2,5-Emissionsfaktoren weisen einen sehr un-einheitlichen zeitlichen Verlauf auf. Eine Abhängigkeit externen Parametern konnte nicht fest-gestellt werden. Die mittleren Emissionsfaktoren sind in Tabelle 8-3 zusammengefasst.

9 Emissionsfaktoren für die Abwehung von den ruhenden Halden

9.1 Ergebnisse der Staubmessungen An den ruhenden Kohlehalden kann es zu Abwehungen von Kohlestaub kommen, wenn die Gewichts- und Haftkräfte der an der Haldenoberfläche anhaftenden Partikel durch die Scher-kraft des Windes überwunden werden. Um diesen Effekt zu untersuchen, wurden Zeiträume ausgewertet, während derer vorübergehend keine Umschlagaktivitäten stattfanden.

In die Auswertungen wurden nur Zeiten ohne Regenniederschlag einbezogen. Es wurden ferner nur diejenigen Windrichtungen berücksichtigt, bei denen der Wind von der benachbarten Halde zum Messpunkt wehte, d.h.

• Messpunkt 1: Wind weht aus Nordost bis Ost (30° - 100°) vom Hafenlager zum Mess-punkt

• Messpunkt 2: Wind weht aus West bis Nordwest (270° - 315) vom Hafenlager zum Messpunkt

• Messpunkte 3, 5: Wind weht aus Süd bis Südwest (180° - 240°) vom Betriebslager zum Messpunkt.

Abbildung 9-1 zeigt auf der linken Seite die luvbereinigten Mittelwerte der Staubkonzentration in Abhängigkeit von der Windrichtung. Je 10-Grad-Sektor der Windrichtung am USA-Gerät ist der Mittelwert der Konzentration dargestellt.


iMA

Richter & Röckle


1,2

0,9

N

E

S

W

1,5

0,6

0,3

1,2

0,9

N

E

S

W

1,5

0,6

0,3

Abbildung 9-1: Luvbereinigte Mittelwerte der Staubkonzentration an Messpunkt 1 in µg/m³.

Links: PM10, rechts: PM2,5. Zeitraum: nachts und keine Umschlag-Aktivitäten

Lagen im 10-Grad-Sektor weniger als 10 Messwerte vor, so wurde kein Mittelwert gebildet. Ne-gative Mittelwerte, die z.T. an den Randbereichen der Windrichtungssektoren auftraten, sind nicht dargestellt.

Bei Windrichtungen aus Nordost bis Ost liegt der PM10-Mittelwert zwischen 0,5 bis 1,7 µg/m³, was auf das Hafenlager als Quelle hinweist. Es ist allerdings nicht auszuschließen, dass zeit-weise Umschlagaktivitäten auftraten, die zu Emissionen führten.

Der Verlauf der PM2,5-Konzentration ist weniger deutlich ausgeprägt. Nur im Windsektor von 60° bis 70° ist ein Signal erkennbar.

Abbildung 9-2 zeigt die luvbereinigten Messsignale an Messpunkt 3. Der Mittelwert der PM10-Konzentration ist mit maximal 0,8 µg/m³ geringer als an Messpunkt 1. Das PM2,5-Signal zeigt hingegen Messsignale in gleicher Größenordnung. Eine Erklärung hierfür konnte nicht gefunden werden. Möglicherweise handelt es sich um ein Messsignalrauschen, da die Werte sehr gering sind.


iMA

Richter & Röckle


1,2

0,9

N

E

S

W

1,5

0,6

0,3

1,2

0,9

N

E

S

W

1,5

0,6

0,3



Ein ähnliches Bild zeigt eine Auswertung von Messpunkt 5: Hier ist das Messsignal – trotz der etwas höheren Entfernung zum Betriebslager – etwas höher als an Messpunkt 3. Eine mögliche Erklärung ist nächtlicher Fahrverkehr an der Betriebszufahrt, die südwestlich des Messpunktes vorbeiführt. Dieser Fahrverkehr könnte auch für die vergleichsweise hohen PM2,5-Werte verant-wortlich sein.


iMA

Richter & Röckle


1,2

0,9

N

E

S

W

1,5

0,6

0,3

1,2

0,9

N

E

S

W

1,5

0,6

0,3



Abbildung 9-4 zeigt die luvbereinigten Mittelwerte für folgende Situationen:

• Tagsüber während der Betriebszeit (rote Werte)

• Nachts ohne Umschlagaktivität (blaue Werte)

Es wurden nur diejenigen Datensätze berücksichtigt, bei denen der Wind von der benachbarten Halde zum jeweiligen Messpunkt wehte.


iMA

Richter & Röckle


MP1: 5,6/1,3(0,6/<0,1)

MP5: 1,7/0,4(0,8/0,4)

MP3: 1,9/-0,4(0,2/< 0,1)

MP2: 2,9/-0,9(0,1/0,1)

PM10/PM2,5: Betriebszeit(aktivitätsfreie Zeit)

100 m

N

S

EW

Abbildung 9-4: Luvbereinigte Messwerte in µg/m³. Es wurden ausschließlich Situationen betrachtet, bei

denen der Wind von der benachbarten Halde zum Messpunkt wehte. Rot: Tagsüber während der Betriebszeit, blau: Nachts ohne Umschlag-Aktivitäten. (Linker Wert: PM10, rechter Wert: PM2,5)

Nachts liegen die mittleren PM10-Konzentrationen zwischen 0,1 µg/m³ an Messpunkt 2 und 0,8 µg/m³ an Messpunkt 5. Die PM2,5-Mittelwerte liegen nur an Messpunkt 5 oberhalb von 0,1 µg/m³. Dies weist auf den Fahrverkehr als mögliche Quelle hin.

Während der Betriebszeiten wurden deutlich höhere Konzentrationen ermittelt (rote Zahlen).

Wertet man die 2-monatige Revisionszeit aus, so ergeben sich die in Abbildung 9-5 dargestell-ten Konzentrationen. Für die Auswertung wurden nur Zeiten außerhalb der Betriebszeit berück-sichtigt, da es durch die Arbeiten und Fahrbewegungen zu Staubemissionen kam.

An Messpunkt 2 lagen nur 14 Halbstundenwerte vor (Wind aus West bis Nordwest für die Ab-wehung vom Hafenlager erforderlich), so dass er nicht berücksichtigt wurde.


iMA

Richter & Röckle


Die Ergebnisse zeigen, dass die PM10-Immissionen durchweg gering sind. Die PM2,5-Immissionen sind an den Messpunkten 3 und 5 höher als PM10, was auf Messgeräterauschen hinweist.

MP1: <0,1/0,1

MP5: <0,1/0,6

MP3: 0,5/1,2

PM10/PM2,5

100 m

N

S

EW

Abbildung 9-5: Luvbereinigte Messwerte in µg/m³ nachts während der Revisionszeit. Es wurden aus-

schließlich Situationen betrachtet, bei denen der Wind von der benachbarten Halde zum Messpunkt wehte. (Linker Wert: PM10, rechter Wert: PM2,5)

9.2 Emissionsfaktoren Die Emissionsfaktoren für Abwehungen lassen sich mit Hilfe von Ausbreitungsrechnungen ab-schätzen. Hierzu wurden das Hafenlager und die beiden Betriebslager jeweils als Volumenquel-len, deren Grundfläche der Lagerfläche entspricht und deren mittlere Höhe 12 m (= mittlere Haldenhöhe) beträgt, angenähert. Die beiden Betriebslager wurden zu einer Quelle zusam-mengefasst.

Abbildung 9-6 zeigt die Doppelsummenkurve zur Berechnung der Haldenabwehung. Es wurden nur Werte berücksichtigt, bei denen die Windgeschwindigkeit am USA größer oder gleich 1 m/s


iMA

Richter & Röckle


war. Außerdem wurden nur Zeiträume betrachtet, während derer keine Umschlagvorgänge stattfanden. Der Revisionszeitraum wurde ausgeschlossen.

Die Kurve weist oberhalb einer Windgeschwindigkeit von ca. 3,3 m/s eine deutlich höhere Stei-gung auf, was einem höheren Emissionsfaktor entspricht. Der Emissionsfaktor lässt sich be-rechnen, indem der Massenstrom auf eine Grundfläche von 1 ha am Hafenlager und 2 ha am Betriebslager bezogen wird. Da die Oberfläche der Halden größer als die Grundfläche ist, be-deutet dies einen konservativen Ansatz. Die auf dieser Grundlage ermittelten Faktoren sind in Abbildung 9-6 eingetragen.

Windgeschwindigkeitam USA > 3,25 m/s:

140 g/(ha h)

Windgeschwindigkeitam USA < 3,25 m/s:

40 g/(ha h)

0

500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500

4.000

4.500

5.000

5.500

6.000

6.500

7.000

7.500

8.000

8.500

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

Win

dges

chw

indi

gkei

tUSA

(m/s

)

0 200.000 400.000 600.000 800.000 1.000.000 1.200.000

Summe (simuliert) (µg/m³) Abbildung 9-6: Summen der simulierten Konzentration und der Messwerte abzüglich Hintergrund

(PM10 in µg/m³) außerhalb Zeiten mit Umschlagaktivitäten. Auf der rechten Ordinate ist die Windgeschwindigkeit am USA dargestellt (rot).

Unterhalb von ca. 3,3 m/s am USA (entsprechend ca. 2,5 m/s in 10 m über Grund) ist der Emis-sionsfaktor mit ca. 40 g/(ha·h) relativ gering. Oberhalb dieser Windgeschwindigkeit beträgt der Emissionsfaktor ca. 140 g/(ha·h). Über alle Datensätze gemittelt liegt der Faktor bei 50 g/(ha·h).

Zum Vergleich können die Angaben aus der VDI-Richtlinie 3790 herangezogen werden, wo-nach es oberhalb von Windgeschwindigkeiten ab etwa 4 m/s zu Abwehungen kommt. Für


iMA

Richter & Röckle


Steinkohle wird in der VDI-Richtlinie ein maximaler Emissionsfaktor von 50 g/(m²·d) (= 20.000 g/(ha·h)) angegeben.

Bolle (2003) (siehe Kapitel 2.5.2) gibt einen Emissionsfaktor zwischen 0 und 10 g/(m²·d) (= 0 bis 4.200 g/(ha·h)) an.

Die Windgeschwindigkeit von 3,3 m/s am USA (Höhe ca. 24 m) entspricht in einer Höhe von 10 m etwa einer Windgeschwindigkeit von 2,5 m/s. Damit liegt die Grenzgeschwindigkeit, ober-halb der es zu nennenswerten Abwehungen kommen kann, niedriger als die in der VDI-Richtlinie 3790 Blatt 2 angegebene Geschwindigkeit von 4 m/s.

Die Abhängigkeit der Emission von der relativen Luftfeuchte brachte keine verwertbaren Ergeb-nisse.

Eine Untersuchung der Ausbreitungsklassen (siehe Abbildung 9-7) zeigte, dass bei den leicht labilen Klassen ein höherer Emissionsfaktor (140 g/(ha·h)) als bei den neutralen und stabilen Klassen (ca. 40 g/(ha·h)) berechnet wird. Im linken unteren Bereich verläuft die Kurve wieder flacher, was möglicherweise auf die geringeren Windgeschwindigkeiten bei den labilen Klassen zurückzuführen ist.


iMA

Richter & Röckle


0

500

1.000

1.500

2.000

2.500

3.000

3.500

4.000

4.500

5.000

5.500

6.000

6.500

7.000

7.500

8.000

8.500

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 200.000 400.000 600.000 800.000 1.000.000 1.200.000


41 g/(ha h)

115g/(ha h)

AK III/2 AK III/1 AK II AK I

Abbildung 9-7: Summen der simulierten Konzentration und der luvbereinigten Messwerte (PM10 in

µg/m³) außerhalb Zeiten mit Umschlagaktivitäten. Die Werte wurden nach dem Kehr-wert der Monin-Obuchov-Länge, d.h. von labil in Richtung stabil aufsteigend sortiert.

9.3 Zusammenfassung Relevante Abwehungen finden ab Windgeschwindigkeiten von ca. 2,5 m/s im 10-Meter-Niveau statt. Für diese Situationen wurde ein Emissionsfaktor von ca.140 g/(ha·h) ermittelt. Dieser E-missionsfaktor bezieht sich auf die Grundfläche der Halden (Draufsicht).

Für Ausbreitungsrechnungen sollte die Halde als Volumenquelle, deren Höhe etwa 2/3 der Endhöhe entspricht, angesetzt werden.

10 Mit den Modellen MISKAM und LASAT ermittelte Emissionsfak-toren

10.1 Allgemeines Das prognostische Modell MISKAM wird häufig für die Ausbreitung von Gasen und Stäuben im Nahbereich von Gebäuden und sonstigen Hindernissen eingesetzt, da einige Einschränkungen,


iMA

Richter & Röckle


die das in LASAT bzw. AUSTAL2000 integrierte diagnostische Strömungsmodell aufweist, für MISKAM nicht gelten. Die Rechenzeiten von MISAKM sind allerdings sehr hoch. Außerdem weist auch MISKAM eine Reihe von Einschränkungen auf (siehe Kapitel 6.1).

Um zu prüfen, welche Emissionsfaktoren bei Verwendung des Modells MISKAM im Vergleich zu LASAT ermittelt werden, wurden vergleichende Ausbreitungsrechnungen durchgeführt. Hier-bei wurden die von MISKAM berechneten Windfelder mit dem Lagrange-Ausbreitungsmodul von LASAT gekoppelt, um die Vorgaben des Anhangs 3 der TA Luft zu erfüllen. Da die Strö-mungsfelder mit der gleichen Gitterarchitektur wie LASAT gerechnet wurden, war keine Interpo-lation der Strömungsdaten notwendig. Die MISKAM-Windfelder wurden von LASAT eingelesen und Restdivergenzen beseitigt. Das Aufprägen einer Prandtl-Schicht wurde dabei unterbunden. Anschließend wurden die Ausbreitungsrechnungen mit LASAT durchgeführt, wobei auch die Turbulenzparameter unter Berücksichtigung des Hinderniseinflusses von LASAT bestimmt wur-den.

10.2 Vergleich der berechneten Emissionsfaktoren Abbildung 10-1 zeigt den Verlauf der Doppelsummenkurven, die für das Absetzen von Kohle am Betriebslager ermittelt wurden. Wegen des hohen Rechenzeitaufwands wurde nicht der ge-samte Messzeitraum berücksichtigt, so dass den Ergebnissen nur etwa 370 Halbstundenwerte zugrunde liegen.

Die Simulationen wurden für folgende Fälle durchgeführt:

• Ausbreitungsrechnung mit LASAT unter Berücksichtigung von quaderförmigen Halden, ohne Berücksichtigung der Kraftwerksgebäude (Beschreibung des Modellansatzes sie-he Kapitel 6.3.1): Bezeichnung in Abbildung 10-1: „LASAT ohne Gebäude“.

• Ausbreitungsrechnung mit LASAT unter Berücksichtigung einer pyramidenförmigen Hal-de sowie der Kraftwerksgebäude und des Kühlturms: Bezeichnung in Abbildung 10-1: „LASAT mit Gebäude“.

• Ausbreitungsrechnung mit MISKAM unter Berücksichtigung einer pyramidenförmigen Halde sowie der Kraftwerksgebäude und des Kühlturms: Bezeichnung in Abbildung 10-1: „MISKAM mit Gebäude“ Diese Modellkonfiguration kommt der tatsächlichen Hin-dernisstruktur am nächsten und ist am rechenzeitaufwendigsten.

Der höchste Emissionsfaktor wird mit der ersten Variante ermittelt.


iMA

Richter & Röckle


0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

280

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000


LASATohne Gebäude

0,30 g/t

LASATmit Gebäuden

0,23 g/t

MISKAMmit Gebäuden

0,19 g/t

Abbildung 10-1: Absetzen auf das Betriebslager: Berechnung des Emissionsfaktors mit unterschiedli-

chen Modellen und Modellansätzen

Die Werte unterscheiden sich von Tabelle 8-2, da der Auswertung ein anderes Datenkollektiv zugrunde liegt.

Ähnliche Verhältnisse ergeben sich auch bei der Berechnung des Abkratzers (siehe Abbildung 10-2).


iMA

Richter & Röckle


0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1.000

1.100

Sum

me

(gem

esse

n)(µ

g/m

³)

0 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000 14.000 16.000


LASATohne Gebäude

0,81 g/t

LASATmit Gebäuden

0,73 g/t

MISKAMmit Gebäuden

0,56 g/t

Abbildung 10-2: Abkratzen vom Betriebslager: Berechnung des Emissionsfaktors mit unterschiedlichen

Modellen und Modellansätzen

Der in dieser Studie verwendete Modellansatz (Ausbreitungsrechnung mit LASAT unter Be-rücksichtigung von quaderförmigen Halden) führt somit zu einer konservativen Abschätzung der Emissionsfaktoren.

11 PM10-Emissionsfaktoren der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3

11.1 Berechnungsformeln der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 In der VDI-RL 3790, Blatt 3 sind Formeln angegeben, mit denen Emissionsfaktoren für folgende Umschlagvorgänge berechnet werden können:

• Kontinuierlicher Abwurf (z.B. Abwurf von Band)

• Diskontinuierlicher Abwurf (z.B. Abwurf per Bagger)

• Diskontinuierliche Aufnahme (z.B. Aufnahme per Bagger)


iMA

Richter & Röckle


Kontinuierlicher Abwurf

Zur Abschätzung der Staubemission muss gemäß VDI-RL 3790, Blatt 3 zunächst die Größe qnorm berechnet werden. Diese beträgt für kontinuierliche Abwurfverfahren:

qnorm = a · 83,3 · M -0,5 [g/t · m³/t]

M = Abwurfleistung in t/h

a = Faktor zur Berücksichtigung der Staubneigung

Der Parameter a enthält die Information, ob das Material staubarm ist (z.B. feuchtes Material wie Erde) oder ob es stark staubt (z.B. trockenes sehr feinkörniges Material). Der Parameter a errechnet sich dann folgendermaßen:

a = ( 10 b ) 0,5

Die „Staubneigung“ b des Materials wird in 5 Klassen eingeteilt (siehe Tabelle 11-1):

Tabelle 11-1: Staubneigung

b Staubneigung

0 Material sehr feucht (z.B. aus einer Kiesgrube)

2 Staub nicht wahrnehmbar

3 Schwach staubend

4 Mittel staubend

5 Stark staubend

Mit diesen Daten wird der Emissionsfaktor qAb folgendermaßen berechnet:

qAb = qnorm · (H/2)1,25 · (KG/2) · ρs · kU [g/t]

H= Fallhöhe des Materials

ρs= Schüttdichte in [t/m³] des Materials

KG= empirischer Korrekturfaktor, der das Abwurfverfahren berücksichtigt. Kontinuierlicher Abwurf von Band: KG = 1

kU= dimensionsloser Umfeldfaktor.

Der Umfeldfaktor berücksichtigt staubreduzierende Maßnahmen, die sich z.B. durch Einrichtun-gen zur Verminderung der Windangriffsfläche ergeben.


iMA

Richter & Röckle


Diskontinuierlicher Abwurf

Für den diskontinuierlichen Abwurf (z.B. Abwurf von Bagger) wird die Größe qnorm folgenderma-ßen berechnet:

qnorm = a · 2,7 · M -0,5 [g/t · m³/t]

M = abgeworfene Masse in t/Abwurf


Mit diesen Daten wird der Emissionsfaktor qAb folgendermaßen berechnet:

qAb = qnorm · (H/2)1,25 · (KG/2) · ρs · kU [g/t]

H= Fallhöhe des Materials

ρs= Schüttdichte in [t/m³] des Materials

KG= empirischer Korrekturfaktor, der das Abwurfverfahren berücksichtigt. Diskontinuierlicher Abwurf von Bagger: KG = 2

kU= dimensionsloser Umfeldfaktor.

Diskontinuierliche Aufnahme

Für die diskontinuierliche Aufnahme (z.B. Aufnahme per Bagger) wird die Größe qnorm folgen-dermaßen berechnet:

qnorm = a · 2,7 · M -0,5 [g/t · m³/t]


Die Masse M kann gemäß VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 mit 100 t angesetzt werden, falls das Material vor der Aufnahme nicht zurechtgeschoben (zugetrimmt) werden muss. Falls das Mate-rial innerhalb des Schiffs von einem kleinen Radlader zugetrimmt wird, muss die hierdurch be-dingte Staubemission ebenfalls berücksichtigt werden.

Der Emissionsfaktor errechnet sich zu:

qAuf = qnorm · ρs · kU [g/t]

11.2 Schiffsentladung Die Parameter für die Schiffsentladung sind:

a) Aufnahme des Materials per Bagger ρs= 0,85 t/m³ b= 2 (Staub nicht wahrnehmbar entsprechend der Tabelle im

Anhang der VDI-Richtlinie) M= 700 t (Aufnahme ohne Zutrimmen) M= 2 t (Aufnahme mit Zutrimmen)


iMA

Richter & Röckle


KU= 0,9 (Binnenschiff, Luke offen)

Es wird angesetzt, dass 5 % der im Schiff enthaltenen Kohle mit einem Radlader zugetrimmt werden muss.

b) Abwurf des Materials in den Bunker ρs= 0,85 t/m³ b= 2 (Staub nicht wahrnehmbar entsprechend der Tabelle im

Anhang der VDI-Richtlinie) M = 6 t (Inhalt des Baggergreifers) H= 1,5 m (Abwurfhöhe in den Bunker) KG= 2 (Greifer mit 2 Schalen) KU= 0,8 (Trichter mit hohen Seitenwänden)

c) Kontinuierlicher Austrag des Materials auf Band ρs= 0,85 t/m³ b= 2 (Staub nicht wahrnehmbar entsprechend der Tabelle im

Anhang der VDI-Richtlinie) M = 250 t/h H= 0,5 m (Bandübergabe) KG= 1 KU= 0,8 (gekapselt)

Der Berechnungen zur Ermittlung des Emissionsfaktors für die Schiffsentladung sind in Tabelle 11-2 dargestellt.

Tabelle 11-2: Berechnung des Emissionsfaktors gemäß VDI 3790/3 für die Schiffsentladung

Schiffsentladung

Stoff Abwurf Staub-

neigung Verstaubungs-

koeffizient a Abwurf-

höhe KH KGerät Kumfeld Schütt-dichte

Emissions-faktor

t/Abwurf bzw. t/h m t/m³ g/t

Aufnahme durch Bagger Kohle 700 2 10 - - - 0.5 0.85 0.4

Aufnahme durch Radlader (Zutrimmen) Kohle 2 2 10 - - - 0.5 0.85 8.1

Abwurf in Bunker Kohle 6 2 10 1.5 0.7 2.0 0.8 0.85 5.2

Abwurf von Austragsband Kohle 250 2 10 0.5 0.2 1.0 0.8 0.85 3.2

Mittlerer E-Faktor: 9.2


iMA

Richter & Röckle


Zur Berechnung des mittleren Emissionsfaktors von 9,2 g/t wurde angenommen, dass 5 % der im Schiff enthaltenen Kohle mit einem Radlader zugetrimmt wird und der Rest ohne Zutrim-mung aufgenommen wird.

Der mittlere PM10-Emissionsfaktor der Schiffsentladung wurde im vorliegenden Forschungspro-jekt mit 0,3 g/t bestimmt. Geht man davon aus, dass mit den Berechnungsformeln der VDI-Richtlinie die Gesamtstaubemission ermittelt wird, so betrüge der PM10-Anteil der Schiffsentla-dung etwa 3 %. Der PM2,5-Anteil läge unter 1 %.

Aus den Fallversuchen des IGF geht hervor, dass die nicht getrocknete Kohle der Kategorie "nicht staubend" bis „nicht wahrnehmbar staubend“ zugeordnet werden kann (siehe Kapitel 2.4.3). Setzt man den Staubneigungskoeffizienten mit b = 1 an, so wird mit den Formeln der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 ein um den Faktor 3 geringerer Emissionsfaktor berechnet (etwa 3 g/t). Der PM10-Anteil der Schiffsentladung läge dann bei etwa 9%, der PM2,5-Anteil bei knapp 2%.

11.3 Absetzen Die Parameter für das Absetzen sind:

a) Aufnahme des Materials per Bagger ρs= 0,85 t/m³ b= 2 (Staub nicht wahrnehmbar) M= 500 t/h (mittlerer Massenstrom) H= 1,5 m (Abwurfhöhe auf Halde) KU= 0,8 (emissionsmindernder Einfluss der Schürzen und der

Halde)

Der Berechnungen zur Ermittlung des Emissionsfaktors sind in Tabelle 11-2 dargestellt.

Tabelle 11-3: Berechnung des Emissionsfaktors gemäß VDI 3790/3 für das Absetzen

Abwurf auf Halde

Stoff Abwurf Staub-

neigung Verstaubungs-

koeffizient a Abwurf-

höhe KH KGerät Kumfeld Schütt-dichte

Emissions-faktor

t/h m t/m³ g/t kont. Abwurf Bandabwurf:

Kohle 500 2 10 1.5 0.7 1.0 0.8 0.85 8.8

In einem Beispiel auf Seite 34 der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 wird ein Emissionsfaktor von 9,1 g/t bei einer Fallhöhe von 1 m angegeben.

Im vorliegenden Forschungsprojekt wurde der mittlere PM10-Emissionsfaktor mit ca. 0,8 g/t be-rechnet. Geht man davon aus, dass mit den Berechnungsformeln der VDI-Richtlinie die Ge-samtstaubemission ermittelt wird, so betrüge der PM10-Anteil des Absetzens etwa 10%. Der PM2,5-Anteil läge unter 1%.


iMA

Richter & Röckle


Falls b = 1 gesetzt wird, beträgt der Emissionsfaktor für Gesamtstaub etwa 3 g/t. Der PM10-Anteil betrüge in diesem Fall etwa 30%, der PM2,5-Anteil etwa 1%. Der Staubniederschlag wird mit dem Ansatz b = 1 voraussichtlich unterschätzt.

11.4 Abkratzen Beim Abkratzen mit der Egge rieselt die Kohle auf ein Querförderband und wird auf ein weiteres Band übergeben, das die Kohle zum Bunker transportiert. Das Rieseln auf der Haldenoberflä-che und das Fallen auf Band lassen sich mit der VDI-Richtlinie 3790 nicht eindeutig beschrei-ben.

Der Halbportalkratzer kann ggf. durch einen 'Kratzförderer' angenähert werden. Für diesen ist in Bild 7 der VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 ein Emissionsfaktor von 19 g/t ⋅ t/m³ angegeben, woraus sich ein Emissionsfaktor von ca. 14 g/t für Gesamtstaub ableiten lässt.

Im vorliegenden Forschungsprojekt wurde der mittlere PM10-Emissionsfaktor für den Halbportal-kratzer mit ca. 0,25 g/t, für die Egge mit ca. 0,6 g/t berechnet.

12 Ausbreitungsrechnung mit den abgeleiteten Emissionsfaktoren

12.1 Allgemeines Um zu prüfen, welche Staubimmissionen bei Verwendung der in Kapitel 8.2.4 aufgeführten Emissionsfaktoren ermittelt werden, wurden Ausbreitungsrechnungen durchgeführt. Die be-rechneten Konzentrationen können mit den an den Messpunkten ermittelten Werten verglichen werden.

In der Ausbreitungsrechnung wurden, anders als bei der Bestimmung der Emissionsfaktoren, auch Tage mit Regenniederschlag und Windgeschwindigkeiten unter 1 m/s berücksichtigt.

Die angesetzten Emissionsquellen und Emissionsfaktoren sind in Tabelle 12-1 aufgeführt. Eine Abwehung von den ruhenden Halden wird nicht berücksichtigt.

Tabelle 12-1: PM10-Emissionsfaktoren

Emissionsquelle g/t

Schiffsentladung 0.25

Absetzen HL 0.8

Abkratzen HL 0.25

Absetzen BL 0.8


iMA

Richter & Röckle


Emissionsquelle g/t

Abkratzen BL 0.6

12.2 Ausbreitungsrechnung unter Verwendung der meteorologischen Zeitreihe, die zur Ermittlung der Emissionsfaktoren verwendet wurde

Für die Ausbreitungsrechnung wurden diejenigen meteorologischen Datensätze verwendet, mit denen die Emissionsfaktoren ermittelt wurden. Die Emissionsquellen wurden entsprechend Ka-pitel 6.3.2 als Blockhalden angenähert, deren Höhe proportional zur Haldenhöhe war. Die Hö-hen und Ausdehnungen der Halden variierten zeitlich.

Mit dieser Methode werden die in Tabelle 12-2 dargestellten mittleren Zusatzbelastungen be-rechnet. An den Messpunkten liegt eine Überschätzung vor, die wahrscheinlich auf das Entfer-nen negativer Zusatzbelastungen bei der Ermittlung der Emissionsfaktoren und auf das Nicht-berücksichtigen von Regenereignissen (vgl. Ausführungen in Kapitel 8.1) zurückzuführen ist.

Tabelle 12-2: Vergleich der gemessenen und berechneten PM10-Zusatzbelastungen (mit Blockhalden)

MP1 MP2 MP3 MP4 MP5

gemessen 1,2 1,7 2,3 1,6 2,1

simuliert 1,5 4,5 5,5 2,4 3,5

Falls die Halden als Volumenquellen von 0 m bis Haldenhöhe angenähert werden, deren Höhen und Ausdehnungen zeitlich variieren, werden die Zusatzbelastungen ebenfalls überschätzt (sie-he Tabelle 12-5). Die Messwerte unterscheiden sich etwas von Tabelle 12-2, da andere Zeiten in die Auswertung einflossen.

Tabelle 12-3: Vergleich der gemessenen und berechneten PM10-Zusatzbelastungen (Halden als Volu-menquelle von 0 m bis Haldenhöhe angenähert)

MP1 MP2 MP3 MP4 MP5

gemessen 1,9 1,9 2,2 1,7 1,9

simuliert 3,0 4,7 6,1 2,6 3,3


iMA

Richter & Röckle


12.3 Ausbreitungsrechnung mit AUSTAL2000 zur Ermittlung der Immissions-kenngrößen

Im Rahmen von Genehmigungsverfahren werden die Ausbreitungsrechnungen üblicherweise mit AUSTAL2000 durchgeführt. In diesem Programm sind unter anderem die Windprofile fest vorgegeben.

Für die Ausbreitungsrechnung wurde der verfügbare Zeitraum vom 25.04.2008 bis 24.06.2009 berücksichtigt. Abzüglich der Revisionszeit ergibt sich damit ein Zeitraum von etwa einem Jahr.

Die PM10-Emissionsfaktoren (in g/t) wurden auf einen Jahresdurchsatz von 1.000.000 t ange-wandt. Diese Masse wurde am Kraftwerk Bergkamen innerhalb des o.g. Zeitraums umgeschla-gen. Tabelle 5-4 enthält die PM10-Emission der einzelnen Quellen. Die Emissionsfaktoren wur-den gerundet. Eine Abwehung von den ruhenden Halden wurde nicht berücksichtigt.

Tabelle 12-4: PM10-Emissionen zur Berechnung der jahresbezogenen Immissionskenngrößen mit AUSTAL2000

g/t kg/a

Schiffsentladung 0.25 250

Absetzen HL 0.8 800

Abkratzen HL 0.25 250

Absetzen BL 0.8 800

Abkratzen BL 0.6 600

Summe 2.700

Die Emissionen der Halden wurden über ein vertikales Intervall von 0 bis 18 m verteilt. Die Grundfläche wurde mit 1 ha je Halde angesetzt. Die Schiffsentladung wurde wie in Kapitel 6.3.2.3 beschrieben berücksichtigt. Die Quelldimensionen sind in Tabelle 12-5 dargestellt.

Tabelle 12-5: Quelldimensionen, relativ zum Koordinatenursprung bei RW 3403.950 HW 5722.950

Ausdehnung [m] Ursprung [m]

horizontal vertikal Quelle

x-Wert y-Wert

Höhe Unter-kante [m] a b c

Drehwinkel [°]

Schiffsentladung 178.67 113.35 0 86.83 56.12 8 7.55

Hafenlager 154.24 157.33 0 275.08 47.88 18 99.44

Betriebslager 338.49 514.09 0 109.75 306.47 18 -257.28


iMA

Richter & Röckle


Entsprechend der Betriebszeit wurden die Emissionen täglich von 6:00 Uhr bis 22:00 Uhr frei-gesetzt.

Die berechneten Jahreskenngrößen sind in Abbildung 12-1 dargestellt. Die berechneten Jah-resmittelwerte der Zusatzbelastung sind in Tabelle 12-6 den luvbereinigten Messwerten gegen-übergestellt.

MP2

MP5

MP3

MP4

MP1

Betriebslager 1

Betriebslager 2

Hafenlager

Schiff

100 m

N

S

EW

< 0.1 0.1 - 0.2 0.2 - 0.4 0.4 - 0.8 0.8 - 1.2 1.2 - 2.0 2.0 - 3.0 3.0 - 5.0 5.0 - 10.0

10.0 - 20.020.0 - 40.0 > 40.0

JahresmittelPM10in µg/m³

Abbildung 12-1: PM10-Immissionen im Jahresmittel

Für Messpunkt 1 wurde bei dieser Auswertung berücksichtigt, dass er bis zum 18.12.2008 nä-her am Hafenlager positioniert war. Ferner werden nur diejenigen berechneten Werte einbezo-gen, für die auch ein Messwert vorlag. Damit ergeben sich die in Tabelle 12-6 dargestellten Werte.


iMA

Richter & Röckle


Tabelle 12-6: Immissionsbeitrag durch Umschlagvorgänge. Messwerte abzüglich Hintergrund (Mittelwer-te über 1 Jahr)

MP1 MP2 MP3 MP4 MP5

gemessen 1,3 2,1 1,9 2,1 2,0

simuliert 3,0 3,3 3,6 2,1 2,3

Die gemessenen Werte werden an den meisten Messstellen deutlich überschätzt. An Mess-punkten 4 liegt keine Überschätzung vor. Dieser Messpunkt wird zeitweise von Fahrbewegun-gen, die im unbefestigten Bereich in der Nähe des Messpunktes stattfinden, beeinflusst.

Für jede Stunde des Simulationszeitraums lässt sich eine luvseitig gelegene Station festlegen (siehe Tabelle 8-1). Der Mittelwert, der über alle luvseitigen Messwerte gebildet wurde, kann als Hintergrundbelastung interpretiert werden. Über den Simulationszeitraum gemittelt ergibt sich ein Hintergrundwert von

21,2 µg/m³.

Daraus kann folgende Gesamtbelastung an den Messpunkten berechnet werden:

Tabelle 12-7: Gesamtbelastung durch Umschlagvorgänge und Messwerte abzüglich Hintergrund (Mittel-werte über 1 Jahr)

MP1 MP2 MP3 MP4 MP5

gemessen 22,5 23,3 23,1 23,3 23,1

simuliert 24,3 24,5 24,8 23,3 23,5

Die Anzahl der Tageswerte, deren Mittelwert größer als 50 µg/m³ ist, ist in Tabelle 12-8 darge-stellt. Die gemessenen Werte werden relativ gut getroffen.

Tabelle 12-8: Gesamtbelastung durch Umschlagvorgänge und Messwerte abzüglich Hintergrund (Immis-sions-Tageswert: Anzahl der Tage mit Tagesmittelwert > 50 µg/m³))

MP1 MP2 MP3 MP4 MP5

gemessen 10 11 9 9 8

simuliert 12 11 9 9 8

Würde man die Abwehung mit einbeziehen, wären die berechneten Konzentrationen höher.

In Abbildung 12-2 ist die Differenz der mittleren Staubkonzentrationen zwischen den Messpunk-ten 1 und 3 dargestellt. Diese Darstellung ist vergleichbar mit Abbildung 5-8, allerdings liegt den


iMA

Richter & Röckle


Daten ein anderes Kollektiv zugrunde. Die Simulationsergebnisse bilden die Struktur der Mess-ergebnisse hinreichend genau ab.

-10

-8

-6

-4

-2

0

2

4

6

8

10

12

14

PM10

MP1

-MP3

(µg/

m³)

0 90 180 270 360

Windrichtung (Grad)

MessungSimulation

Abbildung 12-2: Berechnete und gemessene PM10-Mittelwert MP1 - MP3. Zur Berechnung wurden nur

die Emissionen aufgrund von Umschlagvorgängen berücksichtigt.


iMA

Richter & Röckle


13 Zusammenfassung Der VGB PowerTech e.V. hat die Firmen iMA Richter & Röckle GmbH & Co. KG und IUTA e.V. beauftragt, Emissionsfaktoren für den Umschlag und die Lagerung von Stein- und Braunkohle in Kraftwerken zu ermitteln. Insbesondere sollen die Feinstaubemissionen, die bei den bisher bekannten Emissionsfaktoren entweder nicht oder nur orientierend ausgewiesen werden, ermit-telt werden.

Bei den zu untersuchenden Quellen handelt es sich um diffuse Emissionsquellen. Da der Volu-menstrom und die Staubkonzentrationen nicht direkt gemessen werden konnten, mussten Im-missionsmessungen in der Umgebung der Quellen durchgeführt werden. Die Emissionen der Quellen wurden unter Zuhilfenahme von Ausbreitungsrechnungen ermittelt. Hierbei wurden die Emissionsströme der untersuchten Quellen im Ausbreitungsmodell mit Hilfe statistischer Me-thoden so angepasst, dass die Ergebnisse der Immissionsmessungen von der Ausbreitungs-rechnung möglichst genau wiedergegeben wurden.

In diesem Bericht sind die Ergebnisse, die am Steinkohlekraftwerk Bergkamen gewonnen wur-den, dargestellt. Folgende Umschlagaktivitäten konnten untersucht werden:

• Schiffsentladung

• Aufsetzen von Steinkohle auf Halde

• Abkratzen der Kohle von Halde

• Abwehungen von der ruhenden Halde

Die Feuchte der umgeschlagenen Kohle lag zwischen 7% und 15% und entsprach damit den durchschnittlichen Verhältnissen.

Zur Ermittlung der Emissionsfaktoren wurden folgende konservative Ansätze gewählt:

• Die Quellkonfiguration wurde so angenähert, dass die Ausbreitungsrechnungen zu hö-heren Emissionsfaktoren führen als bei genauer Modellierung der Haldenkörper

• Negative luvbereinigte Messwerte wurden aus der Auswertung ausgeschlossen

• Die Emissionsfaktoren für die Umschlagvorgänge beinhalten auch Abwehungen von der ruhenden Halde, da dieser Einfluss nicht getrennt werden konnte.


iMA

Richter & Röckle


Die mittleren Emissionsfaktoren sind in Tabelle 13-1 zusammengefasst. Die PM2,5-Emissionen waren sehr gering.

Tabelle 13-1: Mittlere Emissionsfaktoren

Quelle Mittlerer PM10 Emissionsfaktor (g/t)

Mittlerer PM2,5 Emissionsfaktor (g/t)

Absetzen 0,83 0,03

Abkratzen Halbportalkratzer 0,24 0,03

Abkratzen Egge 0,59 0,02

Schiffsentladung 0,26 0,05

Die Messungen und Modellrechnungen zeigten, dass die Kohlefeuchte im vorgefundenen Feuchtebereich nur einen relativ geringen Einfluss auf die Staubemissionen hat. Hingegen spie-len meteorologische Parameter, insbesondere solche, welche die Verdunstung bestimmen so-wie die Windgeschwindigkeit, ein Rolle. So wurden die höchsten Emissionsfaktoren bei Wetter-lagen mit geringer relativer Luftfeuchte, hoher Lufttemperatur und erhöhter Windgeschwindig-keit ermittelt. Hierfür sind wahrscheinlich sekundäre Emissionen verantwortlich.

Nennenswerte Abwehungen traten oberhalb von ca. 2,5 m/s - gemessen in 10 m über Grund - auf, wenn die Kohle frisch aufgeschüttet war. Der Emissionsfaktor betrug dann ca. 140 g/(ha·h). Unterhalb dieser Windgeschwindigkeit wurden ebenfalls Emissionen festgestellt, die bei 40 g/(ha·h) lagen. Gemittelt über alle meteorologischen Situationen betrug der Emissionsfaktor etwa 50 g/(ha·h).

Freiburg/Duisburg, 28. Juni 2011

iMA Richter & Röckle GmbH & Co. KG IUTA e.V.


iMA

Richter & Röckle


Literatur

Albert, J. M. (2004): Hydraulic analysis and double mass curves of the middle Rio Grande from Cochiti to San Marcial, New Mexico; Thesis, Colorado State University.

ANECO Institut für Umweltschutz GmbH & Co. KG (2006): Ermittlung der Immissionskenn-größen für Schwebstaub (PM-10) beim Umschlag von Steinkohle von Schiff auf Trans-portband bzw. während des Transportvorgangs der STEAG AG Standort Bergkamen. Mönchengladbach, Auftraggeber: LANUV NRW: 13.

Bach, S.; Schmidt, E. (2007): Bestimmung der Staubungsneigung von Pulvern - Ein Vergleich dreier Messverfahren, 2007, Palas-Aerosol-Technologie-Seminar, 14.-16.Oktober 2007, Vortrag 2.

Bahmann, W. (2008): Immissionsprognose mit Alternativenvergleich im Rahmen des Raum-ordnungsverfahrens für den Neubau von Block 6 im Kraftwerk Staudinger (Rev02 – 04.11.2008). Argumet Arbeitsgemeinschaft für Umweltmeteorologie und Luftreinhaltung Bahmann & Schmonsees GbR, Büro West,. Brühl, Auftraggeber: E.ON Kraftwerke GmbH, Großkrotzenburg.

BMwA (Hrsg.) (1999): Technische Grundlage - Beurteilung von diffusen Staubemissionen und Beurteilung der Staubemission. Österr. Bundesministerium für Wirtschaft und Arbeit.

Böhme, T. (2007): Diffuse Emissionen von Feinstaub (PM-10) beim Unschlag von Schüttgütern am Beispiel Steinkohle. Mettools VI,. Garmisch-Partenkirchen.

Bolle, M. (2003): Berechnen der Staubemissionen beim Umschlag von Steinkohle und Braun-kohle. Diplomarbeit an der Fachhochschule für Technik und Wirtschaft Berlin, Umwelt-technik / Regenerative Energien, 27.06.2003, 184 Seiten.

Breiman, L.; J. Friedman; R. Olshen; C. Stone (1984): Classification and Regression Trees. New York, 3. Auflage, S. 216-265.

CEN TC137 (2004): Workplace Atmospheres - Measurement of the Dustiness of Bulk Materials - Requirements and Test Methods, 2004.

Chang, M.; Lee, R. (1974): Objective Double-Mass Analysis: Water Resources Research 10(6): 1123-1126.

Dahmann, D.; Hartfiel, G.-D.; Möcklinghoff, K. (1997): Ein Verfahren zur wirklichkeitsnahen Bestimmung der Staubungsneigung von Schüttgütern, 1997, Gefahrstoffe - Reinhaltung der Luft, 57 (1997).

Dahmann, D.; Plitzko, S. et al. (2004): Comparison of sampling Instruments using DIN EN 13205, 2004, Gefahrstoffe - Reinhaltung der Luft, 64 (2004), Nr. 7/8; Juli/August.

Dahmen, E.R.; Hall, M.J. (1990): Screening of Hydrological Data. International Institute for Land Reclamation and Improvement. Publication 49, 1990.


iMA

Richter & Röckle


de Bree, Frans (2007): Diffuse PM10-Emission Measurements Some Case Studies, 2007, Dustconf 2007.

DIN EN 15445: Fugitive und diffuse Emissionen von allgemeinem Interesse für Industrieberei-che – Qualitative Abschätzung fugitiver Emissionsquellstärken aus Immissionsmessun-gen mit der RDM (Reverse Dispersion Modeling)-Methode; Deutsche Fassung EN 15445:2008

Dyck, Siegfried, Hrsg.(1980): Angewandte Hydrologie, Kap.2.3.2.

Eichhorn, J. & A. Kniffka (2010): The numerical flow model MISKAM: State of development and evaluation of the basic version. Meteorol. Zeitschr., Vol. 19, No. 1, pp. 81 – 90.

Eickelpasch, D. (1993): Analyse diffuser Staubemissionen beim Umschlag von Schüttgütern. VDI-Berichte 1060, VDI, Verein Deutscher Ingenieure.

Eickelpasch, D. und H. Kahnwald (1995): Staubanfall und Minderungsmaßnahmen beim La-gern und Umschlagen von Erzen. VDI-Berichte 532, Nr. 532,, VDI, Verein Deutscher In-genieure: S. 321 - 341.

Engle, R.F.; Granger, C.W.J. (1987): Co-integration and error correction: Representation, estimation and testing. In: Econometrica. Vol. 55, No. 2 (March, 1987), 251-276.

EPA (2006): EPA AP42, Fifth Edition, Compilation of Air Pollutant Emission Factors, Volume 1: Chapter 11.9, Western Surface Coal Mining. Stand 10/98.

EPA (2009a): EPA AP42, Fifth Edition, Compilation of Air Pollutant Emission Factors, Volume 1: Chapter 13.2.4, Aggregate Handling And Storage Piles. Stand 2006.

EPA (2009b): EPA AP42, Fifth Edition, Compilation of Air Pollutant Emission Factors, Volume 1: Chapter 13.2.5, Industrial Wind Erosion. Stand 2001.

Eurofins / GfA Gesellschaft für Arbeitsplatz- und Umweltanalytik mbH (2007): Staubmes-sungen am bestehenden Kohlefreilager des Steinkohle-Kraftwerks "Westfalen" der RWE Power AG am Standort Hamm-Uentrop. Münster-Roxel, RWE Power AG (Auftraggeber): 58 Seiten.

Gillette, D. A. und R. Passi (1988): "Modelling Dust Emission Caused By Wind Erosion." Jour-nal Of Geophysical Research, 93 (1988): pp14233-14242.

Hainsch, A. (2003): Ursachenanalyse der PM10-Immissionen in urbanen Gebieten am Beispiel der Stadt Berlin, Berlin.

Hamelmann, F.; Schmidt, E (2003a): Methods of Estimating the Dustiness of Industrial Pow-ders - A Review, 2003 KONA, 21 (2003), 7-17.

Hamelmann, F.; Schmidt, E. (2003b): Methoden zur Charakterisierung des Staubungsverhal-tens von Pulvern, 2003, Chemie Ingenieur Technik, 75 (2003) No. 6, 696-700.

Hamilton, J.D. (1994): Time Series Analysis, Princeton University Press.


iMA

Richter & Röckle


Hansel, N.; Schäfer, U (1970).: Die Doppelsummenanalyse. WWT 20 (1970) 5.

Hjelmsted, K.; Schneider, T. (1996): Documentation of a Dustiness Drum Test, 1996 Am.Occup.Hyg., Vol. 40, No6, pp 627-643, 1996.

IN.CO Inspections & Consulting Group (2008): Webseiten-Darstellung www.incots.com/coal.html, 2008.

Ingenieurbüro für Umweltschutztechnik (o.D.): Diffuse Emissionen beim Kohleumschlag, Kohlenkraftwerk Staudinger / Großkrotzenburg. 2010 (abgerufen), http://moeller-meinecke.de/Dokumente/Staudinger-EOET/20091116/Anlage_4_1611.pdf.

Institut für Gefahrstoff-Forschung der Bergbau-Berufsgenossenschaft an der Ruhr-Universität Bochum (IGF) (2008): Bericht über die Untersuchung von 5 Kohlenproben mit der Bezeichnung "; 1/2 „Südafrika“ 3/4 „Nordamerika“ 5/6 „Russland“ 7 „Polen“ 8 „Kolumbien“ zur Beurteilung des Staubungsverhaltens gemäß DIN 33897, Teil 2 „Konti-nuierlicher Fall im Gegenstrom“ und EN 15051, Methode B „Continuous drop“ sowie Un-tersuchungen zur Entwicklung von Staub der Fraktionen PM 2,5 und PM 10. Bochum, 2008.

IUTA e.V. (1996): IUTA-Bericht Nr. PA960802 über die Bestimmung der Korngrößenverteilun-gen und Inhaltstoffe von Staubemissionen von Schüttguthalden in Duisburg. Duisburg, Institut für Energie- und Umwelttechnik e.V.

IUTA e.V. (2008): IUTA-Zwischenbericht M 080315 "Untersuchung unterschiedlicher Kohlesor-ten hinsichtlich des Staubneigungsverhaltens und der physikalischen/chemischen Pa-rameter"; Duisburg 27.03.2008

Janicke, U. (2010): LASAT Referenz Book for Version 3.1. Janicke Consulting, Überlingen.

Jockel, W. (1992): Entstehung, Quantifizierung und Bewertung Sekundärer bzw. diffuser Emis-sionsquellen. Dissertation, Universität Kaiserslautern.

Jünemann, R.; Holzhauer, R. (1992): The reduction of dust emissions in bulk handling installa-tions, 1992, Bulk Solids Handling, Vol. 12 No.2, May 1992 S.217-226.

Kahnwald, H. (1977): "Kahnwald, Helmut: Staubemissionen beim Umschlagen und Lagern feinkörniger Schütt¬güter und Maßnahmen zu ihrer Verringerung." Stahl und Eisen 97 (1977) (Nr. 2 27. Januar ): S. 79-84.

Kahnwald, H. (1994): "Vorausberechnung der Staubemissionen von Erzumschlagplätzen." Staub - Reinhaltung der Luft, 54.Jg. (1994): S.187-191.

Klenk, U.; Schmidt, E. (2009): Lokalisierung von Feinstaubquellen am Beispiel eines Braun-kohletagebaus. VDI-Berichte 2072, 2009, 21 – 28. ISSN: 0083-5560.

Klenk, U. (2010a): Ermittlung der Staubentwicklung beim Umgang mit Schüttgütern; Gefahr-stoffe - Reinhaltung der Luft, Heft 9, September 2010, S. 361-364.


iMA

Richter & Röckle


Klenk, U. (2010b): Lokalisierung von Feinstaubquellen beim offenen Umgang mit Schüttgütern; Immissionsschutz, 03/2010, S. 112 - 116.

Kon, L. C. D., S.; Korre, A. (2007): "The development and Application of a wind erosion model for the assessment of fugitive dust emissions from mine tailing dumps." International Journal of Mining, Reclamation and Environment Vol. 21(No 3): 98-218.

Krug, H. F. (2003): Nanopartikel: Gesundheitsrisiko, Therapiechance? Nachrichten aus der Chemie, 51, Dezember 2003.

Landesamt für Umweltschutz Sachsen-Anhalt (2008): Regionale Klimadiagnose. Berichte des Landesamtes für Umweltschutz Sachsen-Anhalt, Sonderheft 5/2008.

Lee, Jiann-Shen; Huang, Yi-Sung (1995): Investigation of fugitive dust emission from raw ma-terial storage yards, 1995, China Steel Technical Report, No. 9 pp. 124-130.

Lober, T. (2008): Immissionsprognose Luftschadstoffe für ein Steinkohlekraftwerk im Bebau-ungsplan Nr. 1 in Lubmin (2007, überarbeitete Fassung 2008). Penzlin, Auftraggeber: DONG Energy Kraftwerke Greifswald GmbH & Co. KG.

Lohmeyer, A.; P. Schmidt; W. Theurer, et al. (1998): "Staubabwehungen von ruhenden Hal-den." Altlasten Spektrum(No. 5): 281-286.

Lundgren, Dale A. (1986): A Measurement Technique to quantifate fugitive dust emission from Handling of granular products, 1986, J. Aerosol Sci., Vol 17 (1986), No3, pp 632-634.

McEwen, B. und B. Hrebenyk (2006). Air Emission Inventories For Westshore Terminals, 2005 - 2011. Vancouver, SENES Consultants Limited, Vancouver.

Merriam, C.F. (1937): A Comprehensive Study of the Rainfall on the Susquehanna Valley. Transscripts. American Geophysical Union. Reports and Papers, Hydrology 18:471-476.

Müller-BBM (2006): Feinstaubmessprogramm der E.ON Kraftwerke GmbH am Standort Gel-senkirchen Scholven - Kurzfassung des Messeberichts 62 127/4 (Bericht M62 127/5). Gelsenkirchen, E.ON-Kraftwerke, Gelsenkirchen (Auftraggeber): 8.

Müller-BBM (2007): E.ON Kraftwerk Scholve - Staubimmissionsmessungen. (Bericht M68 722/2). Gelsenkirchen, E.ON-Kraftwerke, Gelsenkirchen (Auftraggeber): 40.

MUNLV NRW (2009): Umweltbericht Nordrhein-Westfalen 2009. Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen (MUNLV).

Niemeyer, H.D. (1995): Determination of changes of mean tidal peaks and range in the Elbe estuary do the waterway deeping 13,5 m below chart datum (in Germany). Bund-Länder Arbeitsgruppe Beweissicherung zum KN-13,5m Ausbau von Außen- und Unterelbe, Kiel/Lüneburg, Juni 1995.

Patent 1563 48 (1982): Verfahren und Vorrichtung zur Bestimmung der Staubungsneigung von Schüttgütern, Patentschrift 1563 48, 1982.


iMA

Richter & Röckle


Patent DD 284 762 A5 (1989): Verfahren zur Bestimmung der Staubigkeit von Schüttgütern, Patentschrift DD 284 762 A5, 1989.

Patterson, R. und D. Rosenthal (2005): Review of Particulate Matter Reporting for Coal Burn-ing Facilities. Wisconsin / USA.

Pieper, H (1995).: Ein Verfahren zur Beurteilung der Staubentwicklung beim Umschlag von Schüttgütern. Staub - Reinhaltung der Luft, Jahrgang 55, Nr. 1-3, 1995.

Pieper, H. (2004): Verfahren zur Ermittlung diffuser Staub-Emissionen aus Umschlagvorgän-gen VDI-Workshop "Diffuse Emissionen", Düsseldorf, 21.09.2004, Düsseldorf, VDI, Ver-ein Deutscher Ingenieure.

Piringer M. & K. Baumann-Stanzer (2009): Modellvalidierung – Ergebnisse mit zwei Testda-tensätzen. In: Ausbreitungsmodellierung von Luftschadstoffen. Oktober 2009. 1. Öster-reichischer Workshop, Bericht Nr. LU-10-2010. Amt der Steiermärkischen Landesregie-rung, Graz.

Plinke, M.A.E. et al. (1991): Experimental Examination of Factors that Affect Dust Generation 1991, American Industrial Hygiene Association, J. 52 (12), 521-528 (1991)

Pregger, T (2006): Ermittlung und Analyse der Emissionen und Potenziale zur Minderung pri-märer anthropogener Feinstäube in Deutschland. Universität Stuttgart - Institut für Ener-giewirtschaft und Rationelle Energieanwendung. Dissertation, 2006, 177 Seiten.

Regierungspräsidium Karlsruhe (2008): Erörterungstermin zum Antrag der Firma Großkraft-werke Mannheim AG auf Erteilung einer immissionsschutzrechtlichen Änderungsge-nehmigung (1. Teilgenehmigung) für die Errichtung und den Betrieb eines Steinkohle-blocks (Block 9) auf dem Betriebsgelände in Mannheim - Neckarau. R. Stenografisches Wortprotokoll, Mannheim - Neckarau, 26., 27. und 28. November 2008. Karlsruhe, Land Baden-Württemberg, Regierungspräsidium Karlsruhe.

Reznik, G.; Klenk, U.; Schmidt, E. (2006): Untersuchungen zur Staubungsneigung von Braunkohle unterschiedlicher Feuchte, 2006, Chemie Ingenieur Technik, 78 (2006), No12, 1885-1889.

Rheina-Wolbeck, G.; Höflinger, W. (2006): Entstehung diffuser Staubemissionen während des Fallens von Schüttgütern, 2006, Schüttgut Vol 12 (2006) Nr. 4 , 252-260.

R-Statistiksoftware: Version 2.11.1 vom 31.05.2010. http://www.r-project.org/

Searcy, J.K.; Hardison, C.H. (1960): Double-mass curves. U.S. Geological Survey Water-Supply Paper 1541-B’.

Shannon, W. D.; M. Faifer; M. A. Province; D. C. Rao (2002): Tree-Based Models for Fitting Stratified Linear Regression Models. Journal of Classification 19: 113-130.

Singh, R. (1968): Double-Mass Analysis on the Computer. Proceeedings. American Society of Civil Engineers. Journal of Hydraulics 1:139-142.


iMA

Richter & Röckle


Stein, D. und G. Crow (1984): "Problems in calculating fugitive-dust emissions for coal-handling facilities and storage piles." Environmental Progress Volume 3 (Issue 1): 33 - 40.

Therneau, T. M. und E. J. Atkinson (1997): An Introduction to Recursive Partitioning Using the RPART Routines. Mayo Foundation.

Tooker, G. E. (1992): "Controlling fugitive dust emissions in material handling operations." Bulk Solids Handling Vol. 12 (No.2, May 1992 ): S.227-232.

Torgo, L. (1999): “Inductive Learning of Tree-based Regression Models.” PhD thesis, Depart-ment of Computer Science, Faculty of Sciences, University of Porto.

Trenker, C. und W. Höflinger (1998): Diffuse Staubemissionen: Vergleich verschiedener Be-rechnungsverfahren und Laboruntersuchungen von staubenden Schüttgütern. Projekt Nr. 55/1998. Wien, Technische Universität Wien, Institut für Verfahrenstechnik, Brenn-stofftechnik und Umwelttechnik.

TÜV Ecoplan Umwelt GmbH (2000): Grundsatzuntersuchungen über die Ermittlung der Korn-größenverteilung im Abgas verschiedener Emittenten (< PM2,5 und < PM10), Projekt I: Anlagen der Zement-, Glas-, Keramik- und Metallindustrie, Asphaltmischanlagen, Schwerölfeuerungsanlagen. Verfügbar über Bayerisches Landesamt für Umwelt: www.bayern.de/lfu.

TÜV Nord Umweltschutz GmbH & Co. KG (2008): Gutachterliche Stellungnahme zu den durch das am Standort Brunsbüttel geplante Kohlekraftwerk der Electrabel Kraftwerk Brunsbüttel GmbH & Co. KG verursachten Immissionen. 21.08.2008. B. Auftraggeber: Electrabel Deutschland AG. Hamburg.

TÜV Süddeutschland Bau und Betrieb GmbH (2000): Grundsatzuntersuchungen über die Ermittlung der Korngrößenverteilung im Abgas verschiedener Emittenten (< PM2,5 und < PM10), Projekt II: Anlagen der Chemieindustrie, Raffinerien, Automobilindustrie, Holzin-dustrie und Tierhaltungen. verfügbar über Bayerisches Landesamt für Umwelt: www.bayern.de/lfu.

UBA (1980): Materialien 2/80, Emissionsfaktoren für Luftverunreinigungen. Feuerungs- und Aufbereitungsanlagen sowie Lagerung und Umschlag fester und flüssiger Stoffe. Um-weltbundesamt. Berlin: Erich Schmidt Verlag.

UBA (1983): Handbuch zur Erstellung von Emissionserklärungen. Berlin, Erich-Schidt-Verlag.

VDI (1999); Emissionen von Gasen, Gerüchen und Stäuben aus diffusen Quellen: Lagerung, Umschlag und Transport von Schüttgütern VDI, Beuth Verlag GmbH, Berlin. VDI 3790 Blatt 3: 48.

VDI-Richtlinie 3783, Blatt 9 (2005): Umweltmeteorologie - Prognostische mikroskalige Wind-feldmodelle - Evaluierung für Gebäude- und Hindernisumströmung. November 2005.

VDI-Richtlinie 3790, Blatt 1 (2010): Emissionen von Gasen, Gerüchen und Stäuben aus diffu-sen Quellen - Grundlagen. Januar 2010.


iMA

Richter & Röckle


VDI-Richtlinie 3790, Blatt 2 (2010): Emissionen von Gasen, Gerüchen und Stäuben aus diffu-sen Quellen - Deponien. Januar 2010.

VDI-Richtlinie 3790, Blatt 3 (2010): Emissionen von Gasen, Gerüchen und Stäuben aus diffu-sen Quellen. Lagerung, Umschlag und Transport von Schüttgütern. Entwurf, Januar 2010.

Visser, G.Th. (1992): A wind-tunnel study of the dust emissions from the continuous dumping of coal, 1992, Atmospheric environment, Vol.26A, No.8, pp.1453-1460.

Vrins, E. (2006): Developments in Reverse-Dispersion Modelling for Emission Rate Estimates of Fugitive Dust Sources. Vortrag CEM 2006, 7th International Conference on Emissions Monitoring in Paris, 2006.

Vrins, E.; E. Hofschreuder und F. Oseburg (1988): "A Field Study On The Dust Emission By Coal Dumping From A Conveyor." J. Aerosol Sci. Vol. 19(No. 7): 1385-1387.

Weiss, L.L.; Wilson, W.T. (1953): Evaluation of significance of slope changes in double-mass curves. Trans. Am. Geophys. Un., Vol. 34, No. 6.

Westborg, S.; Cortsen, C.E. (1990): Determination of Dustiness of Coal by the Rotating drum method, 1990, Journal Of Coal Quality, Jule-September 1990, Vol. 9, No3, pp77-81.

Wilson, E.M. (1983): Engineering Hydrology, Macmillan Press, London.

Winiwarter, W. C., Trenker; W., Höflinger (2001): "Österreichische Emissionsinventur für Staub." ARC Seibersdorf research Report, ARC.S-0151,(September 2001): 121 pp.

Wurster, B. (2002): Staub im Blick - Untersuchung des Staubungsverhaltens von Schüttgütern, Chemie Technik, 31. Jahrgang, Nr. 10/2002.


iMA

Richter & Röckle


Anhang

Anhang 1: Aufbau der Datenbank

Anhang 2: Beschreibung des Lagrange-Partikel-Modells LASAT

Anhang 3: Beschreibung des Modells MISKAM

Anhang 4: Einfluss von Halden und Bauwerken auf das Windfeld

Anhang 5: RDM-Methode nach DIN EN 15445

Anhang 6: Grundlagen der Tree-based Analyse

Anhang 7: Staubmessungen: Messgeräte und –methoden


iMA

Richter & Röckle


Anhang 1: Aufbau der Datenbank Auszug aus der Datenbank am Beispiel des 25.04.2008 um 14:30 UTC für PM10. Derartige Da-tensätze liegen vor für jede

• Halbstunde

• Messstelle und

• Korngröße.

Ausfälle sind mit '999' gekennzeichnet.

Parameter Einheit Wert Bemerkung

Datum yymmddhhmi 804251430

Ende des Halbstundenintervalls Zeitraum über den die minuten-weise vorliegen-den Daten gemit-telt wurden

MP # 1 Messstelle

X1 g/m³ 0.00000335Simulationswert von Quelle 1 (Schiffs-verladung Südkran)

X2 g/m³ 4.78E-07Simulationswert von Quelle 2 (Schiffs-verladung Nordkran)

X3 g/m³ 0Simulationswert von Quelle 3 (Absetzen HL)

X4 g/m³ 0.000434Simulationswert von Quelle 4 (Abkrat-zen HL)

X5 g/m³ 0Simulationswert von Quelle 5 (Absetzen BL Nord)

X6 g/m³ 0.0000633Simulationswert von Quelle 6 (Abkrat-zen BL Nord)

X7 g/m³ 0.0000833Simulationswert von Quelle 7 (Absetzen BL Süd)

X8 g/m³ 0Simulationswert von Quelle 8 (Abkrat-zen BL Süd)

Y g/m³ 0.00003805 Messwert an gewählter Messstelle

Y-hinter g/m³ 0.00002111Messwert abzgl. Hintergrund an gewähl-ter Messstelle

wdu Grad 24.09 Windrichtung am USA wvu m/s 1.97 Windgeschwindigkeit am USA tempu GradC 13.71 Temperatur am USA wdi Grad 28.76 Windrichtung an der IUTA-Messstelle

wvi m/s 1.03Windgeschwindigkeit an der IUTA-Messstelle

tempi GradC 13.69 Temperatur an der IUTA-Messstelle

rfi % 62.47Relative Luftfeuchte an der IUTA-Messstelle

drucki hPa 1019.55 Luftdruck an der IUTA-Messstelle

nni mm 0.02Niederschlagssumme an der IUTA-Messstelle

feuchte % 9.5 Kohlefeuchte pm1:2_1 # 0.41 Verhältnis PM2,5:PM10 an MP1


iMA

Richter & Röckle


Parameter Einheit Wert Bemerkung pm1:2_2 # 0.86 Verhältnis PM2,5:PM10 an MP2 pm1:2_3 # 0.87 Verhältnis PM2,5:PM10 an MP3 pm1:2_4 # 999 Verhältnis PM2,5:PM10 an MP4 pm1:2_5 # 999 Verhältnis PM2,5:PM10 an MP5

sorte # 0.37Zeitanteil innerhalb dessen eine zuvor bestimmte Kohlesorte verladen wurde

Ort1 # 1mittlerer Ort von Quelle 1 (Schiffsverla-dung Südkran)

Ort2 # 1mittlerer Ort von Quelle 2 (Schiffsverla-dung Nordkran)

Ort3 # 0 mittlerer Ort von Quelle 3 (Absetzen HL)

Ort4 # 1.57mittlerer Ort von Quelle 4 (Abkratzen HL)

Ort5 # 0mittlerer Ort von Quelle 5 (Absetzen BL Nord)

Ort6 # 6mittlerer Ort von Quelle 6 (Abkratzen BL Nord)

Ort7 # 5.47mittlerer Ort von Quelle 7 (Absetzen BL Süd)

Ort8 # 0mittlerer Ort von Quelle 8 (Abkratzen BL Süd)

0 = inaktiv 1 bis 10 = Feld auf dem das ge-rät aktiv war 99 = unbekannt

Act1 # 0.47Aktivität von Quelle 1 (Schiffsverladung Südkran)

Act2 # 0.53Aktivität von Quelle 2 (Schiffsverladung Nordkran)

Act3 # 0 Aktivität von Quelle 3 (Absetzen HL) Act4 # 1 Aktivität von Quelle 4 (Abkratzen HL)

Act5 # 0Aktivität von Quelle 5 (Absetzen BL Nord)

Act6 # 1Aktivität von Quelle 6 (Abkratzen BL Nord)

Act7 # 1Aktivität von Quelle 7 (Absetzen BL Süd)

Act8 # 0Aktivität von Quelle 8 (Abkratzen BL Süd)

0 = inaktiv 1 = durchgehend aktiv 99 = unbekannt

wvmet m/s 1.97für die Simulation angesetzte Windge-schwindigkeit

wdmet Grad 24für die Simulation angesetzte Windrich-tung

LM m -152.4 mittlere Monin-Obuchov-Länge

sigu m/s 0.763mittlere horizontale Windgeschwindig-keitsschwankung in x-Richtung

sigv m/s 0.663mittlere horizontale Windgeschwindig-keitsschwankung in y-Richtung

sigw m/s 0.286mittlere vertikale Windgeschwindigkeits-schwankung

sorte1 # 999 Kohlesorte an Schiff 1 (Süd) sorte2 # 21 Kohlesorte an Schiff 2 (Nord)


iMA

Richter & Röckle


Anhang 2: Beschreibung des Lagrange-Partikel-Modells LASAT

Zur Simulation der Verteilung der Luftschadstoffe wird das Prinzip der Lagrangeschen Ausbrei-tungsrechnung umgesetzt. Bei diesem Ansatz werden der Transport und die Durchmischung (und damit Verdünnung) von Luftbeimengungen durch die Verlagerung von Teilchen dargestellt.

Jedes Teilchen repräsentiert eine bestimmte Menge einer Luftschadstoffkomponente. Die Ver-lagerung erfolgt zum einen mit der am jeweiligen Teilchenort herrschenden mittleren Strö-mungsgeschwindigkeit, zum anderen durch eine turbulente Zusatzbewegung.

Die turbulente Bewegung wird dabei durch einen Markov-Prozess erfasst. Der Markov-Prozess beschreibt die turbulenten Geschwindigkeitsanteile in alle drei Raumrichtungen durch eine reine Zufallsbewegung und einen Anteil, der - gewissermaßen als "Gedächtnis" des Teilchens - die vorherige turbulente Verlagerung beinhaltet. Bei letzterem erfolgt die Gewichtung in Abhängig-keit des Zeitschrittes. Bei großen Zeitschritten wird der "Gedächtnis"-Teil bedeutungslos, bei kleinen Zeitschritten gewinnt er an Bedeutung. In die Berechnung fließt zudem der Turbu-lenzzustand der Atmosphäre, dargestellt durch die turbulente kinetische Energie oder durch turbulente Diffusionskoeffizienten, ein.

Zur Konzentrationsberechnung wird das Modellgebiet mit einem dreidimensionalen Gitter über-zogen. Nach jeder Verlagerung befindet sich das Teilchen in einem Gittervolumen und wird dort registriert. Das Teilchen wird durch die Strömung und die Turbulenz verlagert und registriert, bis es das Modellgebiet verlassen hat. Um eine Schadstoffwolke geeignet zu simulieren, wird die Bahn von üblicherweise einigen 10.000 Teilchen verfolgt.

Die Konzentration ergibt sich als zeitlicher und räumlicher Mittelwert für ein Gittervolumen. Für einen bestimmten (Mittelungs-) Zeitraum werden in jedem Gittervolumen die Aufenthaltszeiten der Teilchen in diesem Volumen addiert. Die Partikelkonzentration ergibt sich, indem diese auf-summierten Zeiten durch den Mittelungszeitraum und das Gittervolumen dividiert werden. Mit Hilfe der Schadstoffmenge, die jedes Teilchen repräsentiert, kann auf die Stoffkonzentration in diesem Gittervolumen geschlossen werden.


iMA

Richter & Röckle


Anhang 3: Beschreibung des Modells MISKAM

Das Modell MISKAM (Mikroskaliges Klima- und Ausbreitungsmodell; Eichhorn & Kniffka, 2010) ist ein dreidimensionales nicht-hydrostatisches Strömungs- und Ausbreitungsmodell. Der An-wendungsbereich von MISKAM liegt bei kleinräumigen Ausbreitungsprozessen mit typischen Modellausdehnungen von einigen 100 m. MISKAM ist speziell für diejenigen physikalischen Prozesse ausgerichtet, deren Schadstofftransport von Gebäuden in der unmittelbaren Umge-bung beeinflusst wird. MISKAM wurde an der Universität Mainz entwickelt und wird ständig er-weitert und anhand neuester Messergebnisse validiert.

Die physikalische Grundlage von MISKAM bilden die vollständigen dreidimensionalen Bewe-gungsgleichungen zur Simulation der Strömungsverhältnisse, sowie die Advektions-Diffusionsgleichung dichteneutraler Substanzen für die Ausbreitungsrechnung.

In seiner neuesten Fassung (Version 6.01; ’MISKAM 6’) verfügt das Modell über ein Prädiktor-Korrektor-Advektionsschema nach MacCormack (1969) für den Impulstransport und korrigiertes Upstream-Schema (MPDATA-Schema) nach Smolarkiewicz (1989) für den Transport von Ska-laren.


iMA

Richter & Röckle


Anhang 4: Einfluss von Halden und Bauwerken auf das Windfeld An den Gebäuden im Untersuchungsgebiet und den Kohlehalden können sich strömungsdyna-mische Effekten ergeben. Wichtig sind diese Effekte vor allem im Nahbereich der Messpunkte, da sich im Vergleich zu Berechnungen ohne explizite Berücksichtigung der Bebauung eine Be-einflussung der Windverhältnisse ergeben kann, die somit auch Einfluss auf die simulierten Im-missionswerte an den Messpunkten haben kann.

Die USA-Messungen in 24 m über Grund repräsentieren die Windverhältnisse oberhalb der nahe gelegenen Hindernisse, weshalb sie als repräsentativ für die übergeordnete Strömung betrachtet werden können. Abbildung A4-3 zeigt das simulierte Windfeld, das sich bei einer An-strömung aus 230 Grad (Südwest) nördlich des Betriebslagers einstellt. Im Nahbereich wird die Strömung umgelenkt, sodass sie parallel zum Haldenfuß verläuft. Dies entspricht auch den Be-obachtungen, die vor Ort gemacht wurden. Im Bereich der Messstellen liegt wieder übergeord-nete Strömungsrichtung vor.

N

025

5075

100

125

150

175

200

225

250

275

300

(m)

MP3

MP5

200 m

Abbildung A4-1: Von LASAT simuliertes Windfeld in 3 m über Grund bei einer Anströmung des Betriebs-

lagers aus 230°


iMA

Richter & Röckle


Eine analoge Simulation wurde für das Hafenlager durchgeführt, wobei eine Anströmung aus Nordost (45 Grad) betrachtet wurde. Hier zeigen die Windmessungen eine Kanalisierung auf nördliche Windrichtungen, die auch vom Modell geliefert wird (siehe Abbildung A4-2) Sie reicht zwar im Modell nicht ganz bis zum Messpunkt, jedoch wird die haldennahe Ausbreitung der Staubfahne ausreichend gut abgebildet.

300 50100150200250 0(m)

N200 m

MP1

Abbildung A4-2: Von LASAT simuliertes Windfeld in 3 m über Grund bei einer Anströmung des Hafenla-

gers aus 45°

Neben den Haldenkörpern sind vor allem im Bereich der Betriebslager weitere Beeinflussungen durch den Kühlturm und das Kesselhaus möglich. Daher wurde der Einfluss der Gebäude auf das Windfeld untersucht.

Hierzu wurden zwei typische Halbstundentermine ausgewählt, an denen die den Berechnungen zugrunde liegende Anströmung sowohl strömungstechnische Effekte der Halden als auch des Kühlturms berücksichtigt. Dies wurde für Anströmungen aus 210° und 240° untersucht.


iMA

Richter & Röckle


In Abbildung A4-3 bis Abbildung A4-4 sind die berechneten Windfelder für folgende Modellkon-figuration dargestellt:

• LASAT ohne Berücksichtigung der Kraftwerksgebäude, aber mit Berücksichtigung der Halden als Blockhalden

• MISKAM ohne Berücksichtigung der Kraftwerksgebäude, aber mit Berücksichtigung der Halden als Blockhalden

• MISKAM mit Berücksichtigung der Kraftwerksgebäude und der Halden als Stufenhalden.

Halden Gebäude Horiz. Gitterweite Vert. Gitterweite

LASAT Blockhalden - 5 m 0, 2, 4, 6, 9, 12, 15, 18, 21, 24, 27, 30, 40, 50, 100, 200, 300,

400, 500

MISKAM Blockhalden - 5 m 0, 2, 4, 6, 9, 12, 15, 18, 21, 24, 27, 30, 40, 50, 100, 200, 300,

400, 500

MISKAM Stufenhalden ja 4 m

0.0, 0.5, 1.0, 1.6, 2.3, 3.1, 4.1, 5.3, 6.8, 8.5, 10.5, 12.9, 15.7, 19.1, 23.1, 27.9, 33.6, 40.4, 48.5, 58.1, 69.6, 83.2, 99.4, 118.7, 141.7, 169.0, 201.5, 240.2, 286.3, 341.1, 406.3,

483.9, 576.2


iMA

Richter & Röckle


LASAT ohne Gebäude, 26.04.08 09.00 - 09.30, Anströmung 212°, Schnitt in 3,0 m Höhe

0 50 100 150 200 250 300 350 400x-coordinate (m)

400

450

500

550

600

650

700

750

800

y-co

ordi

nate

(m)

MP3

MP5

MISKAM ohne Gebäude, 26.04.08 09.00 - 09.30, Anströmung 212°, Schnitt in 3,0 m Höhe

0 50 100 150 200 250 300 350 400x-coordinate (m)

400

450

500

550

600

650

700

750

800

y-co

ordi

nate

(m)

MP3

MP5

MISKAM mit Gebäuden, 26.04.08 09.00 - 09.30, Anströmung 212°, Schnitt in 2,7 m Höhe

0 50 100 150 200 250 300 350 400x-coordinate (m)

400

450

500

550

600

650

700

750

800

y-co

ordi

nate

(m)

MP3

MP5

Abbildung A4-3: Vergleich der berechneten Windfelder in 3 m bzw. 2,7 m Höhe am 26.04.2008 09.00 Uhr bis 09.30 Uhr, Anströmung 212°.

Links: LASAT mit Blockhalden ohne Gebäude, Mitte: MISKAM mit Blockhalden ohne Gebäude, Rechts: MISKAM mit Stufenhalden mit Gebäuden.


iMA

Richter & Röckle


LASAT ohne Gebäude, 18.06.08 14.00 - 14.30, Anströmung 240°, Schnitt in 3,0 m Höhe

0 50 100 150 200 250 300 350 400x-coordinate (m)

400

450

500

550

600

650

700

750

800

y-co

ordi

nate

(m)

MP3

MP5

MISKAM ohne Gebäude, 18.06.08 14.00 - 14.30, Anströmung 240°, Schnitt in 3,0 m Höhe

0 50 100 150 200 250 300 350 400x-coordinate (m)

400

450

500

550

600

650

700

750

800

y-co

ordi

nate

(m)

MP3

MP5

MISKAM mit Gebäuden, 18.06.08 14.00 - 14.30, Anströmung 240°, Schnitt in 2,7 m Höhe

0 50 100 150 200 250 300 350 400x-coordinate (m)

400

450

500

550

600

650

700

750

800

y-co

ordi

nate

(m)

MP3

MP5

Abbildung A4-4: Vergleich der berechneten Windfelder in 3 m bzw. 2,7 m Höhe am 18.06.2008 14.00 Uhr bis 14.30 Uhr, Anströmung 240°.

Links: LASAT mit Blockhalden ohne Gebäude , Mitte: MISKAM mit Blockhalden ohne Gebäude, Rechts: MISKAM mit Stufenhal-den mit Gebäuden.


Anhang 5: RDM-Methode nach DIN EN 15445 Um von den gemessenen Immissionen auf die Emissionen zu schließen, sind in der VDI-Richtlinie 4285, Blatt 17 und in der DIN EN 15445:20088 Verfahren angegeben.

In der Methode nach DIN EN 15445 wird jeder potenziellen Emissionsquelle zunächst eine Ein-heitsemission von 1 g/s zugeordnet. Anschließend werden, unter Zugrundelegung der meteoro-logischen Daten und der Quellkonfiguration, Zeitreihen der Immissionszusatzbelastung an den Messpunkten berechnet. Die berechneten Zeitreihen werden den gemessenen Zeitreihen ge-genüber gestellt und ein Multiplikator mittels Regressionsanalyse berechnet. Dieser Multiplika-tor passt die modellierten den gemessenen Konzentrationen optimal an. Der Emissionsfaktor ergibt sich dann aus dem Produkt des Multiplikators mit der Einheitsemission von 1 g/s.

Falls mehrere Emissionsquellen zeitgleich emittieren, können sich ihre Immissionsbeiträge überlagern. Um die Beiträge zu trennen, kann die RDM- Methode nach DIN EN 15445:2008 herangezogen werden. Bei dieser Methode wird der Beitrag jeder Quelle durch eine schrittwei-se multiple Regression ermittelt. Im ersten Schritt wird diejenige Quelle ausgesucht, die für das Modell den signifikantesten Beitrag liefert. In jedem weiteren Schritt wird die „nächst beste Quelle“ hinzugefügt, bis alle signifikanten Quellen im Modell eingeschlossen sind.

Anwendung auf die Untersuchung am Kraftwerk Bergkamen Lage der Staubquellen

Für die RDM-Methode ist es notwendig, neben den primären Staubquellen auch Hintergrund-quellen zu definieren, da an den fünf Probenahmestellen auch Hintergrundbelastungen mitge-messen werden.

Primäre Staubquellen sind die Schiffsentladung (Quellen X1 und X2) und die Halde am Hafen-lager (Quellen X3, X4) bzw. zwei Halden am Betriebslager (Quellen X5 bis X8). An den Halden wird jeweils zwischen dem Absetzen (Quellen X3, X5, X7) und dem Abkratzen (Quellen X4, X6, X8) als Staubquellen unterschieden. Die Quellen X9 bis X16 repräsentieren Hintergrundquellen wie Straßen und das Kraftwerksgelände:

X9 KW-Bebauung

X10 Hafenbecken/Kanal, Südosten

X11 Kanal Süd

X12 Kanal Südwest

7 VDI-Richtlinie 4285, Blatt 1: Messtechnische Bestimmung der Emissionen diffuser Quellen – Grundla-gen. Juni 2005.


iMA

Richter & Röckle


X13 Wald, westlich

X14 Straße, Nord

X15 Straße, Nordost

X16 Parkplatz, Nordost.

Die Lage der berücksichtigten Quellen kann Abbildung A5-0-1 entnommen werden. Wie die Überprüfung der Quellen auf Korrelation untereinander zeigt, können die Quellen X1 und X2 zusammengefasst werden. Die zusammengefasste Quelle ist als X2 in Abbildung A5-0-1 ver-zeichnet.

X9

X10

X11X12

X13

X15

X14 X16

X2

X3/4

X5/6X7/8

Abbildung A5-0-1: Lage der berücksichtigten Staubquellen. Primäre Quellen rot, Hintergrundquellen

schwarz.

8 DIN EN 15445:2008: Fugitive und diffuse Emissionen von allgemeinem Interesse für Industriebereiche – Qualitative Abschätzung fugitiver Emissionsquellstärken aus Immissionsmessungen mit der RDM (Re-verse Dispersion Modelling) Methode.


Probenahmestandorte

Die Lage der fünf Messstellen MP1 bis MP5 ist in Abbildung 4-1 dargestellt. Die Messwerte an jeder Probenahmestelle wurden zu Halbstundenwerten zusammengefasst.

Bestimmung des Ausbreitungsfaktors

Zur Abschätzung der massenbezogenen Emissionsrate wird zuerst der „Ausbreitungsfaktor“ bestimmt. Der Ausbreitungsfaktor beschreibt das Verhältnis von Immissionskonzentration zu Quellstärke und kann je nach Windrichtung, Windgeschwindigkeit, Lage des Messpunktes usw. unterschiedliche Werte annehmen.

Mit einer meteorologischen Zeitreihe halbstündlicher Werte wurde für die Quellen X1 bis X16 jeweils eine Ausbreitungsrechnung für jeden Probenahmestandort mit der konstanten Quell-stärke von 1 g/s je Quelle während der Betriebsstunden durchgeführt. Die Berechnungen wur-den mit dem Modell LASAT, wie in Kapitel 6 beschrieben, durchgeführt. Die Konzentrationswer-te an den Probenahmestandorten entsprechen dem halbstündlichen Ausbreitungsfaktor zwi-schen der jeweiligen Quelle und dem Probenahmestandort, da eine Einheitsquellstärke von 1 g/s zugrunde gelegt wurde.

Bestimmung unabhängiger Staubquellen

Im nächsten Schritt werden linear abhängige Staubquellen identifiziert. Dies geschieht mittels einer Korrelationsmatrix, in der paarweise der Korrelationskoeffizient aller Quellen gebildet wird. Ist der Korrelationsfaktor zwischen zwei Quellen größer als 0,5, müssen die Quellen zusam-mengefasst oder eine der beiden Quellen muss vernachlässigt werden. In Tabelle A5-1 ist die berechnete Korrelationsmatrix dargestellt. Die Quellen, deren Korrelation untereinander größer 0,5 ist, sind grün unterlegt. Demnach wurden Quellen X1 und X2 zusammengefasst (im Fol-genden X2 = X1+X2), Quellen X12 und X16 vernachlässigt.

Mittels einer schrittweisen multiplen Regression wird anschließend die mittlere Quellstärke für jede Quelle bestimmt. Ferner werden bei der multiplen Regression statistische Größen ausge-geben, die die Güte des Regressionsmodells und der bestimmten mittleren Quellstärken be-schreiben. Aus den mittleren Quellstärken kann dann ein Emissionsfaktor für jede Quelle ermit-telt werden.

Die schrittweise multiple Regression wurde mit der Statistiksoftware R (Version 2.11.1) durch-geführt.


Tabelle A5- 1: Korrelationsmatrix der Quellen X1 bis X16 X1 X2 X3 X4 X5 X6 X7 X8 X9 X10 X11 X12 X13 X14 X15 X16

X1 1.00000 0.73229 0.16328 0.06980 -0.04303 -0.04005 -0.03337 -0.02199 -0.12059 0.00351 0.41116 0.28426 -0.06146 -0.09110 -0.07714 -0.13112

X2 0.73229 1.00000 0.10522 0.03985 -0.03781 -0.03401 -0.02930 -0.01924 -0.11418 0.03157 0.48007 0.26042 -0.08814 -0.08667 -0.07291 -0.12172

X3 0.16328 0.10522 1.00000 0.20813 -0.01747 0.02188 0.01099 -0.00238 -0.08805 0.02674 -0.03349 -0.01761 0.01420 -0.07467 -0.06586 -0.10196

X4 0.06980 0.03985 0.20813 1.00000 0.00417 -0.02161 0.02259 -0.01132 -0.06877 0.01903 -0.03478 -0.02832 0.01452 -0.06683 -0.06030 -0.10964

X5 -0.04303 -0.03781 -0.01747 0.00417 1.00000 0.18569 -0.02838 0.10081 -0.07513 -0.03947 -0.02726 -0.03232 0.01739 0.02733 -0.04422 0.10390

X6 -0.04005 -0.03401 0.02188 -0.02161 0.18569 1.00000 0.02681 -0.01943 -0.07110 -0.03558 -0.01874 -0.01378 0.02608 -0.00766 -0.04924 0.11275

X7 -0.03337 -0.02930 0.01099 0.02259 -0.02838 0.02681 1.00000 -0.01611 -0.04346 -0.01714 -0.01230 -0.01539 -0.03347 0.00322 -0.03123 0.05875

X8 -0.02199 -0.01924 -0.00238 -0.01132 0.10081 -0.01943 -0.01611 1.00000 -0.03352 -0.01753 0.00440 -0.01593 -0.02155 0.00134 -0.00855 0.02615

X9 -0.12059 -0.11418 -0.08805 -0.06877 -0.07513 -0.07110 -0.04346 -0.03352 1.00000 0.06124 -0.18245 -0.18173 -0.29121 -0.16704 0.05063 0.01198

X10 0.00351 0.03157 0.02674 0.01903 -0.03947 -0.03558 -0.01714 -0.01753 0.06124 1.00000 -0.03304 -0.08568 -0.14450 -0.08756 -0.07284 -0.10588

X11 0.41116 0.48007 -0.03349 -0.03478 -0.02726 -0.01874 -0.01230 0.00440 -0.18245 -0.03304 1.00000 0.64091 -0.09321 -0.13624 -0.11544 -0.15599

X12 0.28426 0.26042 -0.01761 -0.02832 -0.03232 -0.01378 -0.01539 -0.01593 -0.18173 -0.08568 0.64091 1.00000 0.08410 -0.13045 -0.11054 -0.15707

X13 -0.06146 -0.08814 0.01420 0.01452 0.01739 0.02608 -0.03347 -0.02155 -0.29121 -0.14450 -0.09321 0.08410 1.00000 -0.12948 -0.17371 -0.17794

X14 -0.09110 -0.08667 -0.07467 -0.06683 0.02733 -0.00766 0.00322 0.00134 -0.16704 -0.08756 -0.13624 -0.13045 -0.12948 1.00000 0.02791 0.51312

X15 -0.07714 -0.07291 -0.06586 -0.06030 -0.04422 -0.04924 -0.03123 -0.00855 0.05063 -0.07284 -0.11544 -0.11054 -0.17371 0.02791 1.00000 0.27241

X16 -0.13112 -0.12172 -0.10196 -0.10964 0.10390 0.11275 0.05875 0.02615 0.01198 -0.10588 -0.15599 -0.15707 -0.17794 0.51312 0.27241 1.00000


iMA

Richter & Röckle


Schrittweise multiple Regression Mit den halbstündlichen Immissionsmessdaten Yj an den Probenahmestandorten j und den halbstündlich berechneten Ausbreitungsfaktoren Xij zwischen Quelle i und Probenahmestelle j kann die mittlere Quellstärke βi mittels schrittweiser linearer multipler Regression abgeschätzt werden.

Multiple Regressionsanalysen dienen dazu, eine abhängige Variable Y als lineare Funktion von mehreren unabhängigen Variablen X1,…Xm darzustellen:

Hierbei ist α die sogenannte Regressionskonstante, die im Fall nur einer unabhängigen Variable X den y-Achsenabschnitt der Regressionsgerade angibt. βi sind die Regressionskoeffizienten (1 ≤ i ≤ m). Jeder Regressionskoeffizient βi gibt an, welchen Einfluss die zugehörige unabhängi-ge Variable Xi auf die abhängige Variable Y hat. Die Regressionskonstante und die Regressi-onskoeffizienten müssen anhand der vorhandenen Messdaten und berechneten Werte ermittelt werden. Für unabhängige und normalverteilte Residuen (Abweichungen der Messwerte von der Ausgleichsgerade) ist die Methode der kleinsten Quadrate der beste Schätzer für diese Größen.

Bei der schrittweisen multiplen Regressionsanalyse wird eine möglichst gute Anpassung an die vorliegenden Daten mit möglichst wenigen Einflussgrößen angestrebt. Hierbei wird zunächst diejenige unabhängige Variable Xi (1 ≤ i ≤ m), welche die höchste Signifikanz besitzt, mittels F-Test identifiziert und in die Regressionsgleichung aufgenommen. Schrittweise werden dann die Quellen mit der nächsthöheren Signifikanz hinzugenommen. Als Abbruchkriterium dient ein F-Wert von 4. Wird dieser unterschritten, wird die Variable als nicht signifikant gewertet und nicht in das Modell aufgenommen.

Man erhält eine dann folgende Schätzgleichung:

wobei a, bi (1 ≤ i ≤m) die geschätzte Regressionskonstante bzw. die geschätzten Regressions-koeffizienten bezeichnen.

Nach Schätzung der Regressionskoeffizienten bi wird mittels F-Test die Güte des verwendeten Regressionsmodells überprüft, d.h. es wird untersucht, ob ein ausreichend großer Varianzanteil von Y durch die Einflussgrößen Xi erklärt werden kann.

Die hierzu verwendeten Prüfverfahren sind 1) ein Test des gesamten Regressionsmodells so-wie 2) ein Test der Regressionskoeffizienten.


iMA

Richter & Röckle


1) Test des gesamten Regressionsmodells: Die gesamte Varianz von Y kann in eine er-klärte und eine unerklärte Residualvarianz zerlegt werden. Ein Regressionsmodell wird als insgesamt signifikant bezeichnet, falls die erklärte Varianz von Y größer als die uner-klärte Varianz ist, was mittels F-Test überprüft werden kann. Als Nullhypothese H0 wird dabei angenommen, dass alle Regressionskoeffizienten gleich Null sind, die Alternativ-hypothese HA lautet: „Mindestens ein bi ist ungleich Null.“

H0: b1 = b2 = …= bm= 0,

HA: bi ≠ 0 für mindestens ein i є [1,…,m].

2) Test der einzelnen Regressionskoeffizienten: Nachdem der F-Test darüber Aufschluss gegeben hat, ob Regressionskoeffizienten bi ≠ 0 auftreten (wobei noch nicht spezifiziert wurde, welche das sind!), wird nun jede einzelne Variable Xi auf ihren signifikanten Ein-fluss auf Y getestet. Dazu kann der t-Test verwendet werden. Die Nullhypothese H0 lau-tet dabei für festes i bi = 0, die Alternativhypothese HA lautet bi ≠ 0

H0: bi= 0,

HA: bi ≠ 0.

Das multiple Bestimmtheitsmaß R2 bezeichnet den Anteil der Schwankungen in der abhängigen Variablen, die durch das Regressionsmodell beschrieben werden können. Gewöhnlich werden 15% als Minimalwert für ein noch akzeptables Modell angesetzt (siehe Vrins, E.: Developments in Reverse-Dispersion Modelling for Emission Rate Estimates of Fugitive Dust Sources, Vortrag CEM 2006, 7th International Conference on Emissions Monitoring in Paris, 2006).

Erste Schätzung der Emissionsrate Die Emissionsraten jeder Staubquelle wurden mit der Statistiksoftware R (Version 2.11.1) durch schrittweise, multiple Regression berechnet. D.h. in jedem Zeitintervall wird davon ausgegan-gen, dass die Immissionsmesswerte Yi an den Probenahmestandorten der Summe der Beiträge der Quellen, d.h. βj*Xij entsprechen. Die unbekannten Variablen in dem Gleichungssystem sind die Quellstärken βj. Da die Ausbreitungsfaktoren der Quellen X1 und X2, X11 und X12 sowie X14 und X16 miteinander korreliert waren, wurden die Ausbreitungsfaktoren der Quellen X1 und X2 zusammengefasst und die Quellen X12 und X16 vernachlässigt.

Als erstes Ergebnis ergaben sich folgende Emissionsraten:

Tabelle A5- 2: Ausgabe der R-Statistiksoftware (Version 2.11.1). Estimate Std. Error t value Pr(>|t|) (Intercept) 21.2892326 0.1497057 142.207 < 2e-16 ***X4 0.0139506 0.0010342 13.490 < 2e-16 ***X6 0.0223942 0.0014454 15.494 < 2e-16 ***X3 0.0182816 0.0020983 8.713 < 2e-16 ***X7 0.0435524 0.0042830 10.169 < 2e-16 ***


iMA

Richter & Röckle


X9 0.0190679 0.0025698 7.420 1.22e-13 ***X10 0.0337309 0.0052322 6.447 1.17e-10 ***X2 0.0031114 0.0004708 6.608 3.99e-11 ***X15 0.0092178 0.0017912 5.146 2.69e-07 ***X11 -0.0294729 0.0085006 -3.467 0.000527 ***X8 0.0091125 0.0035977 2.533 0.011320 *X14 -0.0080619 0.0034107 -2.364 0.018101 *--- Signif. codes: 0 ‘***’ 0.001 ‘**’ 0.01 ‘*’ 0.05 ‘.’ 0.1 ‘ ’ 1 Residual standard error: 13.44 on 18922 degrees of freedom Multiple R-squared: 0.04266, Adjusted R-squared: 0.0421 F-statistic: 76.65 on 11 and 18922 DF, p-value: < 2.2e-16

In Tabelle A5- 2 sind die in das Modell als signifikant aufgenommenen Quellen in Tabellenform aufgelistet. Der Quelle X5 (Absetzer Betriebslager Nord) kann gemäß der Abschätzung keine signifikante Quellstärke zugeordnet werden, ebenso nicht der Hintergrundquelle X13.

Die Spalte mit der Überschrift „Estimate“ gibt die geschätzten mittleren Quellstärken für die in Spalte 1 aufgelisteten Quellen an. Auffällig sind die negativen Werte von b11 und b14. Der Ach-senabschnitt („Intercept“) in Zeile 1 gibt den Schnittpunkt der Regressionshyperebene mit der Achse der Messwerte an, d.h. an diesem Schnittpunkt sind die Ausbreitungsfaktoren jeder be-trachteten Quelle Null, der Messwert liegt jedoch trotzdem bei einem Wert von 21 µg/m3, d.h. der Intercept gibt einen Betrag an, der nicht durch die im Regressionsmodell definierten Quel-len, abgedeckt werden kann.

Die dritte Spalte enthält den Standardfehler der geschätzten mittleren Quellstärken und ist ein Streuungsmaß für den geschätzten Regressionskoeffizienten. Die vierte Spalte enthält den t-Wert, der für den Test der einzelnen Regressionskoeffizienten verwendet wird. Anhand einer Tabelle der t-Werte (t-value = b/Std. Error) kann überprüft werden, ob der kritische Wert für be-stimmte Signifikanzniveaus erreicht wird. Signifikanzniveaus geben Irrtumswahrscheinlichkeiten an. D.h. bei einem Signifikanzniveau von 0,01 entspricht die Wahrscheinlichkeit 1%, dass die Null-Hypothese bi = 0 zurückgewiesen wird und trotzdem das betreffende bi = 0 ist. Das Signifi-kanzniveau wird in der letzten Spalte durch die Symbole unter der Tabelle bezeichnet.

Bis auf die Quellen X8 und X14 liegen also alle Irrtumswahrscheinlichkeiten des t-Tests unter 0,05%, für X8 und X14 unter 5%.

Das multiple Bestimmtheitsmaß R2 beträgt allerdings nur ca. 4%, d.h. nur 4% der Varianz in den Messwerten kann durch das Regressionsmodell erklärt werden.

Dieses Ergebnis weist darauf hin, dass im betrachteten Wertebereich kein linearer Zusammen-hang zwischen den simulierten Staubkonzentrationen und den gemessenen Staubkonzentratio-nen vorliegt.


iMA

Richter & Röckle


Falls man einen Regressionsansatz wählt, der die Ausgleichsgeraden durch Null legt, wird das Bestimmtheitsmaß R2 deutlich höher. Auch die Regressionskoeffizienten nehmen deutlich höhe-re Werte an. Allerdings können die Einflussgrößen, die zu dem nichtlinearen Verlauf der Reg-ressionsbeziehungen führen, damit nicht ohne weiteres erkannt werden.

Der F-Test auf die Signifikanz der Regression (d.h. auch ob der Wert für R2 sich zufällig erge-ben hat) lehnt die Nullhypothese, dass alle Emissionsfaktoren Null sind, ab. Die Wahrschein-lichkeit der Richtigkeit der Nullhypothese unterschreitet 2.2e-16.

Analyse von Residuen Die Differenzen zwischen den gemessenen Konzentrationswerten und den mit der Regression berechneten Werte entsprechen den Residuen.

Um die mittleren Emissionsraten berechnen zu können, muss eine Normalverteilung der Resi-duen vorliegen. Durch einen QQ-Plot kann graphisch eine Verteilungsüberprüfung vorgenom-men werden. Dabei werden die Quantile der Normalverteilung gegen die die standardisierten Residuen aufgetragen. Die Wertepaare sollten bei Vorliegen einer Normalverteilung auf einer annähernd geraden Linie liegen.

Der QQ-Plot für die Residuen der berechneten Emissionsfaktoren in Abbildung A5-2, linke Gra-fik, zeigt, dass die Residuen nicht normalverteilt sind. Vor allem die hohen positiven Residuen-werte fallen auf. Diese kennzeichnen Ereignisse mit hohen Staubkonzentrationen.

Schätzung der normalen Massenemissionsrate Gemäß DIN EN 15445 sollen extrem hohe Residuenwerte solange entfernt werden, bis die Re-siduenwerte annährend normalverteilt sind. Danach sollte ein den Normalbetrieb beschreiben-der Datensatz vorliegen. Nach Entfernen der hohen Werte soll eine erneute schrittweise lineare Regression durchgeführt werden.

Im vorliegenden Fall wurden alle Daten, die zu Residuenwerten mit Betrag größer 30 µg/m3 führten, aus dem Datenbestand entfernt. Im vorliegenden Fall sind dies 650 der 18934 Fälle, also etwa 3,4%. Eine erneute Durchführung einer schrittweisen linearen multiplen Regression liefert folgende Ergebnistabelle:

Tabelle A5- 3: Ausgabe der R Statistiksoftware nach Entfernen der als Ausreißer definierten Fälle.

Estimate Std. Error t value Pr(>|t|) (Intercept) 19.9336192 0.1509012 132.097 < 2e-16 ***X4 0.0141180 0.0008258 17.095 < 2e-16 ***X6 0.0221752 0.0011391 19.467 < 2e-16 ***X9 0.0263211 0.0021526 12.227 < 2e-16 ***X7 0.0402200 0.0033485 12.011 < 2e-16 ***X3 0.0140975 0.0016357 8.619 < 2e-16 ***X10 0.0393259 0.0041120 9.564 < 2e-16 ***X2 0.0030457 0.0003686 8.264 < 2e-16 ***


iMA

Richter & Röckle


Estimate Std. Error t value Pr(>|t|) X15 0.0061410 0.0014410 4.262 2.04e-05 ***X14 -0.0146886 0.0027726 -5.298 1.19e-07 ***X11 -0.0273860 0.0068146 -4.019 5.87e-05 ***X5 0.0045817 0.0013762 3.329 0.000873 ***X13 -0.0040198 0.0025166 -1.597 0.110211 --- Signif. codes: 0 ‘***’ 0.001 ‘**’ 0.01 ‘*’ 0.05 ‘.’ 0.1 ‘ ’ 1 Residual standard error: 10.31 on 18271 degrees of freedom Multiple R-squared: 0.07317, Adjusted R-squared: 0.07256 F-statistic: 120.2 on 12 and 18271 DF, p-value: < 2.2e-16

Quelle X5 (Absetzen am Betriebslager Nord) kann nun auch als signifikant eingestuft werden, bei Quelle X13 liegt die Irrtumswahrscheinlichkeit mit 11% jedoch noch recht hoch, sodass Quelle X13 keine signifikante Quellstärke zugeordnet werden sollte. Außerdem kann Quelle X8 (Abkratzen am BL Süd) keine signifikante Quellstärke mehr zugeordnet werden.

Die Quellen Hintergrundquellen X11 und X14 weisen keinen positiven Beitrag auf und müssen deshalb auch ausgeschlossen werden.

Das multiple Bestimmtheitsmaß von ca. 7,3 % ist immer noch gering. Betrachtet man den QQ-Plot (siehe Abbildung A5-2 rechte Grafik) so liegt die Kurve der standardisierten Residuen schon besser auf einer Geraden.

Abbildung A5-2: Standardisierte Residuen gegen Standardnormalverteilung. Links: Vor Entfernung der Daten mit hohen Residuenwerten. Rechts: Nach Entfernung der Daten mit Residuen größer als 30.

Als Ergebnis der RDM-Methode lässt sich gemäß Tabelle A5- 3 festhalten, dass die Quelle X4 (Abkratzen am Hafenlager) am besten zum Modell mit einer mittleren Quellstärke von 0,014 g/s


iMA

Richter & Röckle


(102 g/h) beiträgt, gefolgt von der Quelle X6 (Abkratzen am BL Nord) mit einer mittleren Quell-stärke von 0,022 g/s (160 g/h)

Die Hintergrundquellen X9 und X10 liefern nach Tabelle A5- 3 höhere Quellbeiträge als die zu untersuchenden Quellen X2 bis X8.

Quelle X7 (Absetzen am Betriebslager Süd) besitzt von den zu untersuchenden Quellen die größte mittlere Quellstärke. Das Absetzen am Betriebslager Nord (Quelle X5) weist nach der RDM-Methode mit 0,045 g/s jedoch eine viel geringere mittlere Quellstärke aus.

Die mittlere Quellstärke des Absetzens am Hafenlager (Quelle X3) entspricht mit 0,014 g/s der des Abkratzens am Hafenlager (Quelle X4).

Die mittlere Quellstärke der Schiffsentladung (X2) ist mit 0,003 g/s geringer als die Quellstärken der übrigen zu untersuchenden Quellen.

Mit den mittels der schrittweisen Regression ermittelten mittleren Quellstärken können für jede Quelle Emissionsmassenströme und Emissionsfaktoren berechnet werden. Diese sind in Tabelle A5- 4 dargestellt.

Tabelle A5- 4: Emissionsmassenströme und Emissionsfaktoren für die primären Quellen aus der RDM-Methode nach Entfernen der Residuenwerte, deren Betrag größer 30 µg/m³ ist. Regression mit Intercept.

Quelle Emissionsmassenstrom (g/h) Emissionsfaktor (g/t)

X2 (Schiffsentladung) 22 0,09

X3 (Absetzen am HL) 102 0,20

X4 (Abkratzen am HL) 102 0,15

X5 (Absetzen am BL Nord) 33 0,05

X6 (Abkratzen am Nord) 160 0,20

X7 (Absetzen am BL Süd) 290 0,41

X8 (Abkratzen am BL Süd) nicht signifikant nicht signifikant

Auffallend an den geschätzten mittleren Emissionsraten ist der Unterschied im Emissionsfaktor zwischen Quelle X5 (Absetzer Betriebslager Nord) und X7 (Absetzer Betriebslager Süd), ob-wohl es sich um identische Aggregate handelt. Allerdings zeigt der geringe Wert des multiplen Bestimmtheitsmaßes in Tabelle A5- 3, dass nur ein sehr geringer Anteil der Varianz in den Messwerten durch das Modell erklärt werden kann.

Zum Vergleich sind in Tabelle A5- 5 die Emissionsmassenströme und Emissionsfaktoren bei Verwendung des Modells mit Nulldurchgang nach Entfernung der Residuen, deren Betrag grö-ßer 30 µg/m3 ist, dargestellt. Bei Verwendung dieses Modells beträgt das multiple Bestimmt-


iMA

Richter & Röckle


heitsmaß 0,58. Das multiple Bestimmtheitsmaß der Regression mit Intercept ist zwar sehr viel niedriger, allerdings darf kein direkter Vergleich zwischen den beiden Bestimmtheitsmaßen voll-zogen werden, da zwei unterschiedliche Modelle verwendet wurden, die keinen direkten Ver-gleich dieser statistischen Größe zulassen.

Tabelle A5- 5: Emissionsmassenströme und Emissionsfaktoren für die primären Quellen aus der RDM-Methode nach Entfernen der Residuenwerte, deren Betrag größer 30 µg/m³ ist. Regression mit Null-durchgang.

Quelle Emissionsmassenstrom (g/h) Emissionsfaktor (g/t)

X2 (Schiffsentladung) 54 0,22

X3 (Absetzen am HL) 471 0,94

X4 (Abkratzen am HL) 282 0,40

X5 (Absetzen am BL Nord) 210 0,30

X6 (Abkratzen am Nord) 346 0,43

X7 (Absetzen am BL Süd) 834 1,19

X8 (Abkratzen am BL Süd) 390 0,49


iMA

Richter & Röckle


Anhang 6: Grundlagen der Tree-based Analyse Bei Tree-based Analysen werden Datensätze mittels rekursiver Partitionierung in Gruppen auf-gespalten. Dabei werden Wirkungsvariablen (unabhängige Variablen) so partitioniert, dass je-der Partition ein Wert einer von den Wirkungsvariablen abhängigen Variable zugeordnet wer-den kann. Im vorliegenden Forschungsprojekt haben zum Beispiel die Wirkungsvariablen Tem-peratur, relative Luftfeuchte und Windgeschwindigkeit Einfluss auf den Immissionsmesswert als abhängige Variable.

Die Partitionierung erfolgt nach vorgegebenen Splitting-Regeln und kann in einer Baumstruktur dargestellt werden. Jede binäre Verzweigung innerhalb des Baumes hängt dabei nur vom Wert einer einzelnen der m Wirkungsvariablen ab. Ziel des Splittings in zwei Unterknoten ist eine Reduzierung des sogenannten Splitting-Fehlers durch das Durchführen des Splits. Wird ein vorgegebenes Abbruchkriterium erreicht, stoppt die rekursive Partitionierung und jedem End-knoten wird ein konstanter Wert der abhängigen Variablen zugeordnet. Jeder Pfad von der Baumwurzel zu einem Endknoten entspricht dabei einer Gruppierung von Wirkungsvariablen. An jedem Endknoten steht ein konstanter Wert der abhängigen Variablen, der dem Pfad zum Endknoten zugewiesen wird. Bei der hier verwendeten Tree-based Analyse entspricht dieser Wert gerade dem Mittelwert der Werte der abhängigen Variablen in diesem Pfad.

Somit können Tree-based Analysen als stückweise konstante Regressionsmodelle angesehen werden, da die Werte der unabhängigen Variablen so in Gruppen geordnet werden, dass die-sen Gruppen ein konstanter Wert der abhängigen Variablen als „Fit“ zugeordnet werden kann. Die Baumstrukturen werden deswegen auch als Regressionsbäume bezeichnet.

Eine Beschreibung von Regressionsbäumen findet sich in Breiman, L.; J. Friedman; R. Olshen; C. Stone (1984): Classification and Regression Trees.

Gegeben sei also ein Merkmalsraum bestehend aus m Wirkungsvariablen ( ) und eine abhängige Variable . Betrachtet werde eine Stichprobe aus dem Raum der Größe .

Der Algorithmus zur Konstruktion eines Regressionsbaumes T auf Basis der Stichprobe kann vereinfacht folgendermaßen beschrieben werden:

IF Abbruchkriterium TRUE THEN

Erzeuge Endknoten und ordne Knoten konstanten y-Wert zu

ELSE

Erzeuge Knoten t mittels Splitting-Regel:

Linker Ast: Splitting-Regel TRUE

Rechter Ast: Splitting-Regel FALSE


iMA

Richter & Röckle


D.h. der Algorithmus wird definiert durch das Festlegen einer Splitting-Regel, eines Abbruchkri-teriums und einer Regel für die Zuordnung eines gefitteten y-Wertes zu jedem Endknoten.

Für die Auswertungen im Rahmen des Forschungsprojektes wurde die RPART-Methode der Statistiksoftware R (Version 2.11.1, 31.05.2010, Therneau, Atkinson 1997) basierend auf dem CART-Algorithmus beschrieben in Breiman (1984) verwendet.

Zuordnung eines gefitteten Wertes zu einem Endknoten

An jedem Endknoten t wird der berechneten Partition ein konstanter Wert als Reg-

ressionsfit für die Werte in dieser Partition zugeordnet. In Breiman (1984) ist bewiesen, dass dieser konstante Wert bei Verwendung der Methode der kleinsten Quadrate als Splitting-Regel genau dem Mittelwert der Werte der abhängigen Variable entspricht, die in enthalten sind:

wobei die Anzahl der Elemente in der Menge beschreibt.

Splitting-Regel

Die RPART-Methode benutzt bei Vorliegen numerischer Variablen als Splitting-Regel die Me-thode der kleinsten Quadrate.

Die Partitionierung erfolgt rekursiv, d.h. bei jeder Iteration werden alle möglichen Splits jeder Wirkungsvariablen berechnet und der Split mit der maximalen Güte wird ausgewählt.

Für die Kandidatenmenge St von möglichen binären Splits an einem Knoten t wird ein Fitting-Fehler Err(t) als Mittel über die quadrierten Differenzen zwischen y-Werten und Knotenkonstan-te berechnet werden

Der Fehler, der beim Splitten des Knotens t gemacht wird ergibt, sich als Mittel des Fehlers des resultierenden Knotens nach links tL und des resultierenden Knotens nach rechts tR:

Der beste Split aus der Menge aller möglichen Splits an einem Knoten t ist definiert als der-jenige, für den die Abnahme des Fitting-Fehlers am Knoten t

maximal wird. Der Fitting-Fehler des gesamten Baumes T ergibt sich als gewichtetes Mittel des Fehlers in den Endpunkten:

,


iMA

Richter & Röckle


wobei Wahrscheinlichkeit, dass Punkt in Partition l Gesamtdatenzahl Anzahl Fälle in Partition l

Menge der Partitionen des Baums T Abbruchkriterium

Da für jeden Split s eines Knotens t in die Knoten tL und tR gilt

werden möglichst große Bäume bevorzugt, d.h. die gegebene Datenmenge wird möglichst weit zerlegt, allerdings wird der Baum dadurch nicht präziser, sondern es besteht die Gefahr einer Überanpassung an die gegebene Datenmenge. Dies kann auftreten, falls die gegebene Daten-menge, die nur eine Stichprobe aus einer Gesamtmenge darstellt, verrauscht ist oder nicht re-präsentativ für die Obermenge oder aber zu klein ist und nicht vorhandene Regelmäßigkeiten in den Daten vortäuscht.

Um einer Überanpassung entgegenzuwirken kann die Konstruktion des Regressionsbaums bei Erreichen eines Abbruchkriteriums gestoppt werden (Pre-Pruning) oder ein maximal möglicher Baum wird gebildet und wird danach verkleinert (Post-Pruning) oder eine Kombination aus Pre- und Post-Pruning wird verwendet.

• Pre-Pruning Als Abbruchkriterien beim Pre-Pruning wird die Größe der Partition Dt verwendet, d.h. falls die Anzahl der Werte in der Menge Dt unter einem vorgegebenen Schwellenwert sinkt, bricht die Iteration ab. Ein weiteres Abbruchkriterium ist die Abnahme des Fitting-Fehlers. Ein Knoten wird da-bei nicht weiter zerlegt, wenn die Abnahme des Fitting-Fehlers für alle möglichen Splits


iMA

Richter & Röckle


an dem Knoten unter einem vorgegebenen Schwellenwert liegen würde. Problem beim Pre-Pruning ist, geeignete Schwellenwerte für den Abbruch zu finden. Wird der Schwellenwert zu klein gewählt ist eine Überanpassung möglich, wird er zu groß gewählt können nützliche Splits verhindert werden.

• Post-Pruning Beim Post-Pruning wird zuerst ein ausreichend großer Regressionsbaum Tmax gebildet, der dann von den Blättern in Richtung Wurzel beschnitten wird.


iMA

Richter & Röckle


Anhang 7: Staubmessungen: Messgeräte und –methoden

7-1 Schwebstaubmessungen

7-1.1 Messverfahren / VDI-Richtlinien

Die Referenzmessungen zur Ermittlung der Feinstaubkonzentration in der Außenluft erfolgten in Anlehnung an die VDI 2463 Bl. 7, TA Luft, EU Richtlinie 1999/30/EG sowie DIN EN 12341 und DIN EN 14907 (PM2,5) mit einem Low Volume Sampler LVS3.1 Kleinfiltergerät mit automati-schem Filterwechsler.

Für die kontinuierlichen PMx-Messungen wurden TEOM-Geräte eingesetzt. Parallel hierzu wur-den alle 2-3 Tage mit mehreren LVS-Filtriersammlern (Referenzverfahren) an ausgewählten repräsentativen Probenahmestellen PMx-Probenahmen durchgeführt. Mit den Ergebnissen des Referenzverfahrens wurden PMx-spezifische Korrekturfaktoren, bedingt durch den semivolatilen Anteil in den PMx-Fraktionen, individuell für die einzelnen TEOM-Messgeräte bestimmt. Durch Multiplikation der TEOM-Daten mit den ermittelten Korrekturfaktoren wurden die realen PMx-Konzentrationen für den Messzeitraum berechnet.

7-1.2 Kontinuierliche Messverfahren

Ein Spezialfilter, der auf einem zu Schwingen angeregten Quarzglasstab montiert ist, wird im TEOM-Gerät mit Außenluft durchströmt, welche einen PM10 Vorabscheider (optional TSP) pas-siert hat. Für die PM2,5-Fraktionierung ist dem PM10-Vorabscheider (PM10-Filterkopf) ein ge-normter Zyklon „Sharp Cut Cyclone“ für PM2,5 nachgeschaltet. Mit zunehmender Filterbeladung ändert sich die Frequenz der Schwingung des Stabes. Aus dieser Frequenzänderung lässt sich die auf dem Filter abgeschiedene Partikelmasse berechnen. Die Partikelmassenkonzentration ergibt sich als Verhältnis der Partikelmasse zum während der Messzeit durchgesetzten Luftvo-lumen, angegeben in µg/m³ (Betriebskubikmeter).

Messplatzaufbau

Klimatisierte Messcontainer: Temperatur: ca. 20 °C, rel. Feuchtigkeit: 50 %

Entnahmesonde: Entnahmesonde mit PM10 oder TSP-Kopf, PM2,5 (Sharp Cut Cyclone) mit vorgeschaltetem PM10-Kopf

Hersteller/Typ: Rupprecht und Pataschnik (R & P)

Werkstoffe der Probegasleitungen: Polierter Edelstahl


iMA

Richter & Röckle


TEOM Analysator

Hersteller: Rupprecht und Pataschnik (R & P)

Typ: 1400 AB

TEOM - Eingestellte Parameter

Flow Split: Düse für 3 l/min

Main flow: 3 l/min

Auxilliary flow: 13,67 l/min

Beheizung: 40 °C

Lufttemperatur: Externer Sensor

Luftdruck: Interner Sensor

Mittelungszeitraum (MR/MC Ave): 300 s

Abzuspeichernde Messintervalle: 1 min. (redundanter TEOM-Speicher)

Konstante A (Achsenabschnitt): 0

Konstante B (Steigung): 1

Vorbereitungen zur Probenahme

Vor Beginn der Messkampagne, anschliessend alle 3 Monate und bei Bedarf wurden die einge-setzten TEOM-Geräte auf folgende Parameter überprüft:

- Überprüfung des K0-Faktors (Kalibrationskonstante)

- Überprüfung u. ggf. Kalibrierung der eingestellten Volumenströme von 3 l/min bzw. 13,67 l/min mit einer kalibrierten Gasuhr

- Dichtigkeitsprüfung

- Reinigung der Leitungen und der PMx-Köpfe sowie des Sharp-Cut-Cyclons für PM2,5

Registrierung der Messwerte

Die Messdaten wurden kontinuierlich in den Stations-Messrechnern als gleitende 1-Minuten-Mittelwerte (Basisspeicherintervall: 1 s) berechnet und gespeichert sowie täglich über Funkmo-dems abgerufen. Die Plausibilitätsprüfung der Messdaten erfolgte für jeden einzelnen Messwert unter Berücksichtigung der aufgezeichneten Fehlerstati, der Geräte-Randbedingungen (z. B. Geräte-Noise, Volumeflow, Filterbeladung etc.), Wartungsarbeiten und der Referenz-Messergebnisse.


iMA

Richter & Röckle


7-1.3 Referenzverfahren VDI 2463 Bl. 7 u. DIN EN 12341 u. DIN EN 14907

LVS (Low Volume Sampler)

Hersteller: Derenda

Typ: LVS 3.1 mit automatischem Probenwechsler

Pumpe: Geregelt auf 2,3 m³/h

PM10 Messkopf: Gemäß DIN EN 12341

PM2,5 Messkopf: Gemäß DIN EN 14907

Filterkonditionierung: Ausglühen für ca. 6 Stunden bei 650 °C

Auskühlen: Exsikkator

1. Ein-, Rückwaage Nach 48-72 Std. 2. Ein-, Rückwaage Nach 72-96 Std.

3. und 4. Ein-, Rückwaage Optional. Beträgt die Abweichung zwischen der Erst- und Zweitwägung mehr als 40 µg (bei un-beprobten Filtern) bzw. 60 µg (bei beprobten Fil-tern), erfolgt ein erneutes Wiegen nach 24 h. Hat sich auch nach der vierten Wägung keine Ge-wichtskonstanz eingestellt, wird der Filter verwor-fen.

Bestimmungsgrenze: < 3 µg/m³ Toleranzbereich für die Wägungen für die Filter bis ø 50 mm

-Messfilter: vor der Probenahme 40 µg / Filter

nach der Probenahme 60 µg / Filter bei 24 h Probenahme

-Laborkontrollfilter: Max. Wägedifferenzen der Leerfilter < 40 µg

Waage:

Hersteller/Typ: Sartorius / ME5-F

Bereich: 0 – 5,1 g

Ablesbarkeit: 0,001 mg

Erweiterte Messunsicherheit: U95 = 0,0000008 g + 5,82E-6 * m

Kalibrierung: Jährlich durch Sartorius


iMA

Richter & Röckle


Funktionsüberprüfung: Arbeitstäglich mit Prüfgewichten und Laborkon-trollfilter

Filter/Material: Quarzfaserfilter

Hersteller/Typ: Whatman Schleicher&Schuell QF 20

Durchmesser: 47 mm

Transport der Filter: Petrischale, Kühltasche (< 10 °C)

Lagerung der Filter: < 10 °C bis zur Untersuchung

Kalibrierung / Qualitätssicherungsmaßnahmen

- Vierteljährliche Überprüfung der Probenahmegeräte mit Hilfe einer kalibrierten Gasuhr, Bubb-le-Flow-Meter, Massflowcontroller

- Reinigung der Probenahmeeinrichtung nach Bedarf (ca. alle 1-4 Wochen)

- Laborkontrollfilter für das Jahr 2005-2010, 14 -tägige Wägung und Protokollierung

- Tägliche Prüfung und Aufzeichnung der im Wägeraum vorherrschenden Klimadaten

- Arbeitstägliche Überprüfung der Analysenwaage mittels Kalibriergewichten

- Bestimmung von Labor- und Feldblindwerten

- Durchführung von Kontrollmessungen mit Referenzmessverfahren

- Interne und externe Mitarbeiterschulung

- Vergleich und Korrelation der Ergebnisse aller Messstationen und vergleichbarer LANUV-Messstationen.

Verfahrenskenngrößen

Bestimmungsgrenzen PM10: 3,0 µg/m³

Bestimmungsgrenzen PM2,5: 3,0 µg/m³

Erweiterte Messunsicherheit PM10: 13 % bezogen auf 50 µg/m³ (TGW)

Erweiterte Messunsicherheit PM2,5: 8 % bezogen auf 35 µg/m³ (TGW)

7-2 Verfahren zur Bestimmung des Staubniederschlags 7-2.1 Messverfahren / VDI-Richtlinie

Die Bestimmung des Staubniederschlags erfolgte in Anlehnung an die VDI 2119 Bl. 2 mit Auf-fanggefäßen aus Glas (Bergerhoff-Verfahren).


iMA

Richter & Röckle


Die partikelförmigen Niederschläge werden üblicherweise durch Exposition der Auffanggefäße über einen Zeitraum von 30 ± 2 Tage erfasst. Für das Forschungsprojekt wurde der Expositi-onszeitraum, zur Erhöhung der zeitlichen Auflösung, auf 15 Tage ± 2 Tage festgelegt. Zur Qua-litätssicherung wurden an den Probenahmestellen Doppelbestimmungen durchgeführt. An-schließend wurden die Proben in Bechergläser überführt, eingedampft und der Trockenrück-stand gravimetrisch bestimmt. Geometrie der Bergerhoffgeräte:

Lichter Durchmesser des Auffanggefäßes: 9,6 cm

Fläche des Auffanggefäßes: 72,4 cm²

Material des Auffanggefäßes: Glas

Vorbereitung der Glasgefäße:

Gründliche Reinigung der Glasgefäße mit vollentsalztem Wasser. Danach dichtes Verschließen der Glasgefäße mit Deckel und Beschriftung der Glasgefäße.


iMA

Richter & Röckle


Nachbereitung der Glasgefäße:

Nach der Probenahme wurden die Glasgefäße wieder dicht verschlossen und lichtgeschützt bei ca. 10 °C bis zur Analyse im Labor gelagert.

Vorbereitung zur Wägung (Einwaage):

Trocknung von gekennzeichneten, leeren Bechergläsern (V = 200 ml, niedrige Form) über 1 Stunde bei 105 °C und anschließender Abkühlung im Klimaraum über 1 Stunde. Nach der Ab-kühlung der Bechergläser erfolgte das Einwiegen zur Bestimmung des Tara-Gewichtes.

Rückwaage:

Die Bergerhoff-Glasgefäße wurden geöffnet, am Deckel anhaftendes Probenmaterial mit VE-Wasser in das Bergerhoff-Gefäß abgespült. Grobe Verunreinigungen (Blätter, Insekten usw.) wurden mit einer Pinzette entfernt und über dem Bergerhoff-Gefäß abgespült. An den Ber-gerhoff-Gefäßwänden anhaftende Feststoffe wurden mit einem Teflonwischer an allen Stellen abgelöst und aufgerührt. Danach wurde jeweils ein Gefäßinhalt durch ein Sieb der Maschenwei-te 1,12 mm in jeweils ein eingewogenes Becherglas gegossen. Die Innenwand der Bergerhoff-Gefäße wurde mit dest. Wasser abgespült und diese Spüllösung ebenfalls über das Sieb in das jeweilig eingewogene Becherglas überführt. Der auf dem Sieb befindliche Rückstand wurde verworfen.

Trocknungstemperatur der Bechergläser: Eindampfen bei 105 °C

Equilibrierung im Wägeraum: 1 h (20 °C ± 1 °C, rel. Feuchtigkeit 50 % ± 5 %)

Bestimmungsgrenze: < 5 mg/(m²*d)

Waage:

Hersteller/Typ: Mettler-Toledo, AJ150/9 K+M

Bereich: 0 - 151 g

Ablesbarkeit: 0,0001 g

Standardabweichung für

Wägebereich 0-150 g: ≤ 0,0001 g

Letzte Kalibrierung: 10/10 Kenndaten: Nachweisgrenze absolut: 10 mg Nachweisgrenze relativ: 0,04 g/(m²*d) bei 32 Sammeltagen Erweiterte Messunsicherheit: 7 – 32 % abhängig von der Konzentration

Abschlussbericht Bergkamen 110628 doppelseitig · 2011. 11. 14. · 2 Eigenschaften und Herkunft...

Documents

Transcript of Abschlussbericht Bergkamen 110628 doppelseitig · 2011. 11. 14. · 2 Eigenschaften und Herkunft...