VGB-Initiative „Hgcap(ture)“ Weitere Reduzierung der Quecksilberemissionen von Kohlekraftwerken Hintergrundpapier

Essen, Oktober 2016

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Inhaltsverzeichnis

1  Einleitung ........................................................................................................... 3 

2  Quecksilber in der Umwelt .................................................................................... 4 

3  Quecksilber im Kraftwerksprozess ........................................................................... 6 

4  Abscheidetechnologien im Kraftwerk ..................................................................... 12 

4.1  Weiterentwicklungs- und Optimierungspotenziale .......................................... 12 

4.1.1  Kessel ................................................................................................... 13 

4.1.2  Stickstoffoxidminderungsanlage mit selektiver katalytischer Reduktion (SCR/high-dust) ...................................................................................... 13 

4.1.3  Staubabscheider ..................................................................................... 14 

4.1.4  Rauchgasentschwefelungsanlage (REA) ........................................................ 15 

4.1.5  Stickstoffoxidminderungsanlage mit selektiver katalytischer Reduktion SCR/tail-end .......................................................................................... 17 

4.2  Situation in den USA ................................................................................ 17 

4.3  Einflüsse auf andere Umweltmedien und Produkte (Cross-Media-Effekte) ............. 20 

4.4  Emissionsmesstechnik ............................................................................... 21 

5  Technische Einsetzbarkeit und wirtschaftliche Verhältnismäßigkeit ................................ 22 

6  Forschung, Entwicklung und Projekte in Deutschland ................................................. 26 

6.1  Laufende Forschungsvorhaben ................................................................... 26 

6.2  Abgeschlossene Forschungsvorhaben .......................................................... 28 

6.3  Großtechnische Umsetzungen .................................................................... 28 

6.4  Ausstehende wissenschaftliche Untersuchungen ............................................. 30 

7  Ausblick .......................................................................................................... 31 

8  Literatur ........................................................................................................... 32 

9  Anhänge ......................................................................................................... 34 

9.1  Anhang I ............................................................................................... 34 

9.2  Anhang II .............................................................................................. 40 

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1 Einleitung

Mit Kohlekraftwerken leisten die deutschen Kraftwerksbetreiber einen wichtigen Beitrag für eine sichere und wettbewerbsfähige Energieversorgung. Dabei sind sie sich ihrer Verantwortung be-wusst, in ihren Anlagen zur Emissionsminderung die besten verfügbaren Techniken einzusetzen. Dies gilt auch für die Abscheidung von Quecksilber, das bei der Kohleverbrennung aus der Kohle freigesetzt wird.

In den vergangenen Monaten sind diese Quecksilberemissionen, die bei der Kohleverstromung entstehen, vermehrt zum Gegenstand von Debatten in Politik und Fachöffentlichkeit geworden, auch getrieben durch mehrere Studien und parlamentarische Anfragen. Basierend auf einer entsprechen-den Studie will die Landesregierung Nordrhein-Westfalen zudem eine Quecksilberminderungsstra-tegie implementieren.

In dieser politischen Debatte wird vielfach die Auffassung vertreten, es existiere schon heute ein „fortgeschrittener Stand der Technik“, der es erlaube, die Grenzwerte für die Emission von Queck-silber über den Luftpfad auf Werte unter 1 μg/m³N bzw. für die Emission über den Wasserpfad auf Werte unter 1 μg/l abzusenken. Diese Werte entsprechen dem unteren Rand der Emissionsband-breiten, die im Zuge der Überarbeitung des europäischen sogenannten „BVT-Merkblattes für Groß-feuerungsanlagen“ (BREF-LCP, Juni 2016) ermittelt wurden. Es ist aber höchst umstritten, ob und in welchem Umfang sie mit spezifischen Quecksilberminderungstechnologien erreicht werden können. Insbesondere an der Repräsentativität der für die Ableitung dieser Werte herangezogenen Refe-renzanlagen gibt es erhebliche fachliche Zweifel. Aus Sicht der Branche liegen die mit der besten verfügbaren Technik erreichbaren Emissionswerte deutlich darüber. Ungeachtet dessen erforschen VGB PowerTech und seine Mitgliedsunternehmen bereits seit Jahren in einer Vielzahl von Projekten intensiv Möglichkeiten und neue technische Verfahren der verbesserten Quecksilberabscheidung in Kohlekraftwerken. Die Forschungsprojekte und Entwicklungsarbeiten sind aufgrund der komplexen Zusammenhänge beim Quecksilber zeitaufwendig und insbesondere in Bezug auf ihre anlagen-spezifische Ausgestaltung noch nicht abgeschlossen. Geeignete Technologien werden mit Erpro-bung und Validierung bis hin zur großtechnischen Umsetzung mit Auslegungs- und Genehmigungs-planung nicht kurzfristig zur Verfügung stehen.

Mit dem Ziel einer Versachlichung der Diskussion und zur Schaffung einer validen Datengrundlage hat VGB PowerTech im Rahmen der Initiative „Hgcap(ture)“ in diesem Hintergrundpapier die wesentli-chen Fakten zur Quecksilberabscheidung in Kohlekraftwerken zusammengestellt. Im Mittelpunkt der Unterlage stehen die vorhandenen Abscheidetechnologien und deren Weiterentwicklungs- und Op-timierungspotenzial, aber auch die Grenzen ihrer technischen Einsetzbarkeit. Darüber hinaus gibt VGB PowerTech einen Überblick über die aktuell laufenden Forschungs- und Entwicklungsprojekte, die nahezu die gesamte Bandbreite der bekannten Technologien abdecken.

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2 Quecksilber in der Umwelt

In die Umwelt gelangt Quecksilber durch menschliche Aktivitäten sowie durch natürliche Prozesse wie Verwitterung, Vulkanismus, Verdunstung aus Boden und Wasser sowie durch Waldbrände.

Es wird geschätzt (UNEP, 2013), dass weltweit in 2010 etwa 1.960 Tonnen Quecksilber aus anthropogenen Quellen in die Atmosphäre sowie 380 Tonnen in Gewässer abgegeben wurden. Dies entspricht etwa 30 % der gesamten Quecksilberemissionen, die neben den Neuemissionen auch die Re-Mobilisierung aus Böden, Pflanzen und Ozeanen sowie die Emissionen aus natürlichen geologischen Quellen umfasst.

Bei den anthropogenen Quellen ist die Goldgewinnung weltweit die größte Emissionsquelle (ca. 42%). Die zweitgrößte Emissionsquelle sind Kohlekraftwerke (ca. 24 %), obwohl in Stein- und Braunkohlen Quecksilber nur in Spuren auftritt. Dies ist auf die große Menge an weltweit zur Ener-gieerzeugung eingesetzter Kohle zurückzuführen. Weitere wichtige Emissionsquellen stellen die Nichteisenmetallproduktion (ca. 10 %), Zementherstellung (ca. 9 %), die Eisen- und Stahlproduktion (ca. 2,5 %) sowie die Chlor-Alkali-Industrie (ca. 1,5 %) dar.

Größter Quecksilberemittent ist Ost- und Südostasien, gefolgt von Afrika und Südamerika. Europa (EU-27) liegt mit einem Anteil von ca. 4,5 % im unteren Bereich der globalen Emittenten. Eine wei-tere Emissionsminderung in Deutschland mit einer nationalen Gesamtemission von ca. 0,4 % der weltweiten Emissionen hätte global keinen signifikanten Effekt.

In Deutschland sind die Quecksilberneuemissionen rückläufig. So lagen die Gesamtemissionen im Jahr 1990 bei 32 Tonnen und im Jahr 2013 nur noch bei 10 Tonnen, davon 7 t aus dem Energie-sektor (UBA Statistik 2015). Ein sehr starker Rückgang trat vor allem in den frühen 1990er Jahren auf, der vornehmlich auf eine Abnahme der Emission des Energiesektors (im Wesentlichen Kohle-kraftwerke) zurückzuführen ist. In der aktuell veröffentlichten Statistik von 2016 wurde der Wert für das Jahr 2013 von 7 Tonnen für den Energiesektor auf 6 Tonnen korrigiert (Anpassung der zur Berechnung verwendeten Emissionsfaktoren). Gemäß dem europäischen Schadstoffregister (EPRTR) beträgt die Hg-Emission aus den meldepflichtigen Anlagen im Energiesektor in Deutschland für das Jahr 2013 nur 5 Tonnen. Der Unterschied von 2 Tonnen bzw. 1 Tonne (2016) zur UBA Statistik stammt aus einer Abschätzung und Hochrechnung des UBA über alle, und damit nicht nur über die berichtspflichtigen Quellen, auf Basis des Primärenergieeinsatzes.

Die Immissionswerte für Quecksilber in der Luft liegen mit 1 bis 2 ng/m³ in Deutschland bei 2 bis 4 % des Luftqualitätsstandards der WHO von 50 ng/m³. Die Grenzwerte in Trinkwasser und Lebensmitteln, einschließlich Fisch, werden ebenfalls eingehalten. Eine akute Gesundheitsgefähr-dung durch die aktuellen Quecksilberemissionen, z. B. aus Kohlekraftwerken, ist daher in Deutsch-land nicht gegeben.

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Flächendeckend überschritten wird jedoch die Umweltqualitätsnorm (UQN) für Hg in Fischen, soge-nannte Biotawerte zum Schutz von Seeadlern, Fischottern etc., die sich nahezu ausschließlich von Fisch ernähren. Nach der Beurteilung der Bundesregierung (BReg1) beruhen diese Überschreitungen auf historischen Quecksilbereinträgen in die Gewässersedimente und würden selbst bei einer Festset-zung von Null-Emissionen unverändert fortbestehen. Dies zeigt auch eine Studie über die Untersu-chung zum Hg-Gehalt in Fischen in vorindustrieller und industrieller Zeit anhand von Museumsfischen. Als Fazit hat sich ergeben, dass die Hg-Belastung heute auf gleichem Niveau liegt wie vor 100 Jah-ren (Miller, et al., 1972). Dies wird bestätigt durch das sog. Methyl-Quecksilber-Paradoxon, das besagt, dass die Methyl-Quecksilbergehalte in Fischen in etwa gleich bleiben, unabhängig davon, ob die Gewässer niedrig oder hoch mit Quecksilber belastet sind (Steffen, 2010).

Nach Aussage der Bundesregierung (BReg2) kann daher selbst eine auf nationaler Ebene umge-setzte Quecksilber-Emissionsreduzierung auf Null langfristig zu keiner Erfüllung der derzeitigen Um-weltqualitätsnorm führen, weil dadurch weder Freisetzungen von anthropogen verursachten histori-schen Quecksilberemissionen aus den Depots im Ökosystem noch Einträge aus der Luft über die globalen anthropogenen und nicht-anthropogenen Emissionen vermieden werden können.

In der Umwelt tritt Quecksilber in verschiedenen Oxidationszuständen und Bindungsformen (Spe-zies) auf. Neben elementarem Quecksilber, das unter Umweltbedingungen in flüssiger Form oder als Quecksilber-Dampf vorliegen kann, sind zahlreiche anorganische (z. B. Quecksilberdichlorid) und organische Verbindungen (z. B. Monomethylquecksilberchlorid) bekannt. Aufgrund unterschied-licher Eigenschaften und unterschiedlichen Verhaltens werden deshalb Umweltkontaminationen in elementares, anorganisches und organisches Quecksilber eingeteilt.

Von den Kohlekraftwerken werden elementares Quecksilber und anorganische Quecksilber-Spezies in die Umgebungsluft emittiert. Die Eintragsanteile durch nasse oder trockene Deposition in terrestri-sche und aquatische Ökosysteme sind zurzeit noch nicht ausreichend bekannt. Im Sediment (und im Wasser) kann anorganisches Quecksilber durch Bakterien in organisches Quecksilber umgewandelt werden (vorwiegend Methylquecksilber), welches sich schließlich in Fischen und Meeresfrüchten anreichert. Über die Nahrungskette gelangen Quecksilber-Verbindungen auch in den Menschen. Im Gegensatz zu Fischen und Meeresfrüchten liegen in anderen tierischen sowie pflanzlichen Nah-rungsmitteln überwiegend anorganische Quecksilber-Verbindungen vor.

Ein europäisches Biomonitoring (DEMOCOPHES-Studie) hat ergeben, dass europaweit der Mittel-wert der Quecksilber-Belastung in menschlichen Haaren bei 0,14 μg/g liegt. Deutschland lag bei dieser Untersuchung bei 50 % dieses Mittelwertes, während die Länder mit höherem Fischkonsum darüber liegen. Der FAO/WHO-Grenzwert liegt mit 2,3 μg/g um mehr als eine Zehnerpotenz höher. Im Vergleich zu Deutschland ist der Quecksilbergehalt im Blut erwachsener Menschen in den USA doppelt so hoch.

Quecksilbereinträge in die Nahrungskette sind aufgrund der weltweiten Kreisläufe global zu be-trachten. Mit einer weiteren Begrenzung der Emission aus Kraftwerken in Deutschland kann nur ein sehr geringfügiger Beitrag zur Reduzierung von Neuemission und damit zur Verminderung der An-reicherung von Quecksilber im Ökokreislauf geleistet werden.

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3 Quecksilber im Kraftwerksprozess

In Kohlekraftwerken werden Braunkohle und Steinkohle eingesetzt. Neben vielen anderen Unter-schieden in den Brennstoffeigenschaften besitzen Braun- und Steinkohlen auch je nach Herkunft unterschiedliche Quecksilbergehalte, die jedoch allesamt im Spurenbereich liegen und geogen bedingte Schwankungsbreiten vorweisen.

Kohle Hg-Konzentration (mg/kg TS)

Ruhrkohle1 < 10 % Asche = < 0,5 10 bis 30 % Asche = 0,5 bis 1

Europa2 0,025 bis 1

Importkohle3 < 0,03 bis 0,2

Rheinische Braunkohle4 0,04 bis 0,21

Mitteldeutsche Braunkohle5 0,2 bis 0,5

Lausitzer Braunkohle6 0,1 bis 0,14

Ackerböden7 0,07 bis 0,28

Grünland7 0,11 bis 0,33

Gärten7 0,14 bis 0,78

Waldböden7 0,18 bis 0,6

Tabelle 1: Quecksilbergehalte in Kohlen und Böden 1 (Ruhrkohle, 1984), 2 ( (Rentz & Martel, 1998), 3 (Tewalt, et al., 2010) 4 (RWE), 5 (MIBRAG), 6 (LEAG), 7 (NRW, 2015) (TS = Trockensubstanz)

Wie anhand der Tabelle 1 zu erkennen ist, bewegen sich die Quecksilberkonzentrationen in den verschiedenen Kohlesorten in ähnlichen Größenordnungen, wie sie auch in Böden vorkommen.

In allen Kohlekraftwerken wird die Kohle zunächst gemahlen und anschließend der Feuerung zuge-führt. In der Kohle enthaltenes Quecksilber wird im Verbrennungsprozess nahezu vollständig in das Rauchgas freigesetzt. Die Freisetzung wird von vielen Rahmenbedingungen wie z. B. Ausmahlung der Kohle, Feuerungsart, Feuerungsführung, Restkohlenstoffgehalt in der Asche, Gehalt begleitender

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Oxidationselemente (u. a. Chloride) bestimmt. Das freigesetzte Quecksilber tritt dann in einem Ge-misch aus elementarem und oxidiertem Quecksilber auf. Als oxidierte Form können im Wesentlichen auftreten: – Quecksilberoxid (HgO) – Quecksilberchlorid (HgCl2) – Quecksilberbromid (HgBr2).

Die Stabilität der jeweiligen Form hängt stark von der Temperatur ab. So bilden sich bei niedrigen Temperaturen (< 700 °C) vorwiegend die vorgenannten Quecksilberverbindungen, während bei höheren Temperaturen das elementare Quecksilber dominiert (

Abbildung 1).

Abbildung 1: Berechneter Konzentrationsverlauf der Quecksilberverbindungen in Abhängigkeit von

der Temperatur (Rentz & Martel, 1998)

Entsprechend ihrer chemischen und physikalischen Eigenschaften werden in den bestehenden An-lagen die unterschiedlichen Quecksilberformen mit den nachfolgenden Rauchgasreinigungstechni-ken umgewandelt und abgeschieden (Abbildung 2):

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Abbildung 2: Schema typischer Steinkohle (SK)- und Braunkohle (BK)-Kraftwerksprozesse mit Staub-feuerung in Europa

Bei der Steinkohlefeuerung werden die Stickstoffoxide (NOx) in den Rauchgasen in der Regel mit Hilfe eines Katalysators (SCR, Selective Catalytic Reduction) zu Stickstoff und Wasser umgewandelt (DeNOx-Anlage). Die DeNOx-Anlage befindet sich bei den meisten Anlagen direkt nach dem Kes-sel, also im Bereich mit hohem Staubgehalt des Rauchgases (high-dust), angeordnet oder bei weni-gen Anlagen auch am Ende (tail-end) hinter der Rauchgasentschwefelungsanlage (REA) bei gerin-gem Staubgehalt (low-dust).

Die DeNOx-Anlage kann bei ausreichender Kapazität auch metallisches Quecksilber oxidieren.

Bei den Braunkohlefeuerungen gibt es aufgrund der geringeren NOx-Bildung im Verbrennungspro-zess keine DeNOx-Anlage, sondern es wird mit sog. Primärmaßnahmen (NOx-arme Brenner) das NOx-Niveau niedrig gehalten. DeNOx-Anlagen entsprechen für bestehende Braunkohlekraftwerke nicht dem Stand der Technik.

Die Staubabscheidung erfolgt in der Regel mithilfe eines Elektrofilters (E-Filter), in dem die Staubpar-tikel aufgeladen werden, im elektrischen Feld an die Niederschlagselektrode wandern und dort entladen und abgeschieden werden. Diese Staubabscheidung wird sowohl bei der Stein- als auch der Braunkohlefeuerung eingesetzt.

Im Elektrofilter werden sowohl partikelförmige Quecksilberverbindungen (oxidiertes Quecksilber) als auch metallisches Quecksilber, das an unverbrannten Kohlenstoffanteilen adsorbiert ist, teilweise abgeschieden.

Nach dem Elektrofilter wird in der Rauchgasentschwefelungsanlage das Schwefeldioxid (SO2) mit-hilfe einer alkalischen Wäsche (in der Regel mit Kalkstein) absorbiert und durch Luftzugabe im Wä-schersumpf zu Gips oxidiert, der als schwerlösliches Produkt mittels Hydrozyklon (Feststoffabtren-

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nung aus Flüssigkeiten durch Schwerkraftabscheidung) und anschließender Filtrierung (Bandfilter) abgetrennt wird.

Das REA-Abwasser aus der Steinkohlefeuerung wird in der REA-Abwasser-Aufbereitungsanlage (RAA) von Feststoffen und mit Hilfe von Fällungsmitteln von Schwermetallen befreit und in den Vorflu-ter (Einleitung in ein Gewässer) abgeleitet. Der hierbei anfallende Feststoff (RAA-Substanz) wird deponiert.

Bei Braunkohlekraftwerken werden die Aschen mittels der REA-Abwässer angefeuchtet und bilden eine anorganische Matrix, die anschließend aushärtet und sicher als sogenanntes Stabilisat depo-niert oder verwertet (z. B. Böschungsstabilisierung) wird. Quecksilber wird dabei dauerhaft in die zementartige Matrix eingebunden.

Für oxidiertes Quecksilber bietet die REA das größte Abscheidungspotenzial. Es wird nahezu voll-ständig ausgewaschen, während das verbleibende metallische Quecksilber mit dem Reingas aus-getragen wird.

Im Wäscher laufen verschiedene Gleichgewichtsreaktionen zwischen den unterschiedlichen Queck-silberverbindungen ab. So können sich einerseits Halogenide (Chlorid, Bromid) als sog. Liganden anlagern und stabile lösliche Verbindungen (Komplexe) bilden oder wenn das Oxidationspotenzial im Wäscher nicht ausreicht, kann gelöstes oxidiertes Quecksilber in die elementare Form reduziert werden. In diesem Fall wird metallisches Quecksilber wieder aus dem Wäscher ausgetragen (Re-Emission).

Das Reingas wird entweder über einen Kamin oder über den Kühlturm in die Atmosphäre abgege-ben (Abbildung 2).

Zusätzlich zu den Kohlestaubfeuerungen existieren auch sog. Wirbelschichtfeuerungen. Bei diesen Anlagen sind spezifische Randbedingungen zu berücksichtigen. Aufgrund der geringen Anzahl wird nachfolgend jedoch nicht gesondert darauf eingegangen.

Fazit: Art und Umfang der Abscheidung innerhalb der Rauchgasreinigung werden bestimmt durch die vorliegenden Quecksilberformen (Spezies). Im ersten Abscheideschritt werden im E-Filter oxidier-tes, im Staub eingebundenes Quecksilber, und elementares, adsorptiv an unverbrannten Kohlen-stoffanteilen gebundenes Quecksilber, abgeschieden (Abbildung 3).

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Abbildung 3: Verhalten von Quecksilber in der Rauchgasreinigung eines Steinkohlekraftwerkes

In einem weiteren Abscheideschritt wird in der Rauchgasentschwefelungsanlage (REA) oxidiertes Quecksilber ausgewaschen. Elementare Quecksilberanteile sind solchen Waschprozessen nicht zugänglich (Abbildung 3). Eine Abschätzung der vorherrschenden Quecksilber-Spezies entlang des Rauchgasweges ist beispielhaft in Tabelle 2 dargestellt.

Hg-Spezies Braunkohle1 Steinkohle2

(high-dust SCR) Steinkohle2

(tail-end SCR)

Vor Elektrofilter Elementar

Oxidiert

70 bis 80 %

20 bis 30 %

5 bis 10 %

90 bis 95 %

30 bis 35 %

65 bis 70 %

Nach REA-Wäscher

Elementar

Oxidiert

80 bis 85 %

15 bis 20 %

70 bis 75 %

25 bis 30 %

85 bis 95 %

5 bis 15 %

Tabelle 2: Prozentuale Anteile der Quecksilberspezies im Rauchgas 1 ( (Stahl, 2016), 2 (Gutberlet, Spiesberger, Kastner, & Tembrink, 1991)

Anhand von Tabelle 2 ist zu erkennen, dass bei der Braunkohlefeuerung aufgrund des fehlenden Katalysators der Anteil an elementarem Quecksilber vor dem E-Filter größer als bei der Steinkoh-

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lefeuerung mit high-dust Katalysator ist. Es ist ebenfalls zu sehen, dass immer auch ein Anteil an oxidiertem Quecksilber nach dem Wäscher vorhanden sein kann, da die Konzentration in der Flüs-sigphase immer im Gleichgewicht mit der Gasphase steht und je nach vorliegender Spezies der Übergang in die Gasphase unterschiedlich groß ist (Bittig, 2016).

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4 Abscheidetechnologien im Kraftwerk Das in der Kohle enthaltene Quecksilber wird im Verbrennungsprozess des Kraftwerks als elementa-res Quecksilber und als oxidierte Quecksilberverbindungen ins Rauchgas freigesetzt (Abbildung 1).

Die Form des Quecksilbers ist entscheidend für die Abscheidemöglichkeit im Verlauf des Rauchgas-reinigungsprozesses:

Oxidierte Quecksilberspezies lassen sich gut über die Abscheidestufen Elektrofilter und REA-Nasswäscher abscheiden, wobei die wesentliche Abscheidung im Wäscher erfolgt.

Elementares Quecksilber, das adsorptiv an unverbrannten Bestandteilen in Stäuben gebun-den ist, lässt sich ebenfalls über die Abscheidestufen Elektrofilter und REA-Nasswäscher ab-scheiden.

Elementares nicht adsorptiv gebundenes Quecksilber wird mit den vorhandenen Rauchgas-reinigungsanlagen jedoch kaum abgeschieden.

Eine beachtliche Quecksilberabscheiderate wird daher bereits heute mittels der vorhandenen Rauchgasreinigung erzielt (Kapitel 3).

In Steinkohlekraftwerken wird Quecksilber hauptsächlich in der REA-Nasswäsche abgeschieden und anschließend zusammen mit dem REA-Prozesswasser der REA-Abwasseraufbereitungsanlage zuge-führt. Unter Zugabe von organosulfidischen Fällungsmitteln wird das Quecksilber gebunden und mit den übrigen Feststoffen als RAA-Substanz abgeschieden und entsorgt. Das gereinigte Abwasser wird anschließend in den Vorfluter abgeleitet. Bei Braunkohlekraftwerken wird aus REA-Abwasser und Asche ein Stabilisat hergestellt, das anschließend schadlos im Tagebau deponiert oder verwer-tet (z. B. Böschungsstabilisierung) wird (Abbildung 2).

4.1 Weiterentwicklungs- und Optimierungspotenziale

Bei einer Verbesserung der Quecksilberabscheidung besteht zum einen die Möglichkeit, die beste-henden Abscheidetechnologien gezielt dahin gehend weiterzuentwickeln und zu optimieren. Zum anderen gibt es zusätzliche, quecksilberspezifische Abscheidetechnologien, die aber zunächst auf den jeweiligen Anwendungsfall hin überprüft werden müssen.

Um mit bestehenden Abscheidetechniken Quecksilber effizienter abscheiden zu können, kann ei-nerseits der oxidierte Quecksilberanteil erhöht werden, andererseits die stärkere adsorptive Bindung des Quecksilbers unterstützt werden. Die Verfahren lassen sich wie folgt gruppieren:

Zugabe von Oxidationsmitteln wie Halogenidverbindungen mit dem Brennstoff in die Feuerung oder nach dem Kessel in das Rauchgas, um den oxidierten Quecksilberanteil zu erhöhen

Einbau von speziellen Oxidationskatalysatoren zur Erhöhung des Oxidationspotenzials in einer bereits vorhandenen DeNOx-Anlage.

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Aktivkohle- oder Herdofenkoks-Dosierung in den Rauchgasstrom vor oder nach Elektrofilter, um die Quecksilber-Adsorption weiter zu erhöhen.

Weitere zusätzliche Technologien zur Optimierung der Quecksilberabscheidung im Prozess können sein:

Zugabe von organosulfidischen Fällungsmitteln im REA-Wäscher, um bereits abgeschiede-nes Quecksilber zu binden und chemische Folgereaktionen, die zu Re-Emissionen führen können, zu unterdrücken.

Installation von stationären Adsorbentien, z. B. mit Aktivkohle imprägnierte Membran-Module im Kopf des REA-Wäschers, alternativ zu Aktivkoks-Dosierung in den Rauch-gasstrom mit anschließender Abscheidung im REA-Wäscher.

Zusätzliche Technologien im Bereich der Quecksilberreduzierung im Abwasser können sein:

Installation einer fraktionierten zweistufigen Fällung mit der Möglichkeit abgeschiedenes Quecksilber in einer Teilfraktion anzureichern

Installation einer der REA-Abwasseraufbereitung nachgeschalteten zusätzlichen Reinigungs-stufe mittels Ultrafiltration oder Ionenaustauscher

4.1.1 Kessel

Zur Erhöhung des Oxidationspotenzials im Bereich des Kessels und der Feuerung können Halo-genide (u.a. Chlorid, Bromid) zusammen mit der Kohle in die Feuerung gegeben oder separat ein-gedüst werden. Im Verbrennungsprozess wird aus den Salzen jeweils das elementare Halogen (Chlor, Brom) gebildet, das dann in der Lage ist, elementares Quecksilber zu oxidieren. Allerdings ist bei der Zugabe von Halogeniden, insbesondere bei Bromiden, das Korrosionsrisiko in den nachgeschalteten Anlagenkomponenten sorgsam zu prüfen. So wird bereits jetzt berichtet, dass bei rund 50 % der US-Anlagen, die Bromide einsetzen, Korrosionsschäden auftreten (Beckmann, Spiegel, & Köhler, 2016).

Die Oxidation durch die Zugabe von Halogeniden im Kessel wird noch unterstützt durch eine DeNOx-Anlage, wie sie bei der Steinkohleverbrennung Stand der Technik ist.

4.1.2 Stickstoffoxidminderungsanlage mit selektiver katalytischer Reduktion (SCR/high-dust)

Die bestehenden DeNOx-Katalysatoren oxidieren bereits Quecksilber in erheblichem Umfang. Der Einsatz von speziellen Oxidationskatalysatoren kann diese Oxidation weiter unterstützen. Hierbei ist zu beachten, dass aufgrund der baulich vorgegebenen Volumina die Katalysatoroberfläche be-grenzt ist. Dies bedeutet, dass für die Quecksilberoxidation nur Katalysatoroberflächen nutzbar sind, die nicht bereits für die Stickstoffoxidminderung belegt sind. Daher konkurrieren diese beiden Nut-zungen.

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Durch ein geeignetes Katalysatormanagement, d. h. durch Austausch und/oder Regeneration von Katalysatorflächen vor Erreichen der maximalen Katalysatorausnutzung für die Entstickung, kann die Nutzung für die Quecksilberoxidation beeinflusst werden.

Zusätzliche Katalysatoroberflächen oder die Nachrüstung eines eigenständigen zusätzlichen Behäl-ters mit Oxidationskatalysator in bestehenden Anlagen sind in der Regel aufgrund der verfahrens-technisch vorgegebenen Rauchgasführung und aufgrund der baulichen Beschränkungen nicht mög-lich. Weiterhin ist zu berücksichtigen, dass der Einsatz von zusätzlichen Oxidationskatalysatorflä-chen aufgrund der Erhöhung der SO3-Bildung (SO2/SO3-Konversion), die zur Korrosion in nachge-schalteten Anlagenteilen führen kann, verfahrenstechnisch limitiert ist.

Zur effektiveren Nutzung eines Oxidationskatalysators kann ein geeignetes Oxidationsmittel einge-setzt werden. Dies kann entweder schon in der Feuerung zugegeben werden (Kapitel 4.1.1) oder über die Zugabe des für die Reduktion der Stickstoffoxide benötigten Ammoniaks z. B. in Form ei-ner Ammoniumchlorid-Lösung.

4.1.3 Staubabscheider

Bei den nach Stand der Technik betriebenen Rauchgasreinigungsanlagen in Deutschland ist die erste Abscheidemöglichkeit für Quecksilber innerhalb des Rauchgasweges über die Flugstau-babscheidung im Elektrofilter gegeben. Hierbei wird die Abscheidung auch von der Adsorptionsfä-higkeit der Flugasche, also dem Anteil an unverbranntem Kohlenstoff, und von der Temperatur be-einflusst. Daher wird versucht, die Temperatur im E-Filter möglichst niedrig zu halten und die Strö-mungsverhältnisse zu optimieren, um eine optimale Abscheidung zu erzielen.

Die Abscheidung von Staub im Elektrofilter kann auch genutzt werden, vor dem E-Filter gezielt Addi-tive wie Aktivkohle oder HOK einzudüsen. Diese Stoffe sind – ebenso wie die Flugasche – in der Lage, sowohl oxidiertes als auch elementares Quecksilber an sich zu binden. Einfluss auf die Ad-sorption des Quecksilbers üben u. a. die Verweilzeit und die Verteilung des Additives im Rauch-gasstrom sowie die spezifische Oberfläche und die Porengröße des Additivs aus; keinen Einfluss auf die Adsorption von elementarem Hg hat die Dotierung von Aktivkohle mit Bromid, da sie zu keiner weiteren Oxidation führt. Zusammen mit der Flugasche werden die quecksilberbeladenen Additive dann im E-Filter abgeschieden.

Neben den in Deutschland und Europa weit verbreiteten Elektrofiltern gibt es auch Gewebefilter oder Hybridfilter (eine Kombination aus Elektro- und Gewebefilter) zur Staubabscheidung. Auf dem Gewebefilter bildet sich eine Deckschicht von Flugasche, die zwar einerseits die Quecksilberab-scheidung an unverbrannten Kohlenstoffpartikeln begünstigt, andererseits aber auch zu einem höhe-ren Druckverlust gegenüber einem Elektrofilter und damit Verringerung der Energieeffizienz führt. Durch die Deckschichtbildung auf dem Gewebefilter ist die gezielte Zudosierung von Additiven (Aktivkohle, HOK oder mineralische Stoffe) vor dem Filter effektiver als beim Elektrofilter.

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4.1.4 Rauchgasentschwefelungsanlage (REA)

Die Hauptsenke für oxidiertes Quecksilber stellt der REA-Nasswäscher dar. Zunächst löst sich hier oxidiertes Quecksilber je nach Wäscherchemie und Umgebungsbedingung und kann nachfolgend über die Suspensionsausschleusung mit dem REA-Abwasser in die REA-Abwasseraufbereitungsan-lage abgeleitet und dort durch Fällung abgeschieden werden.

Die Prozesse im REA-Wäscher werden von vielen Faktoren beeinflusst. Dabei kommt der Verhinde-rung der Wiederfreisetzung von bereits abgeschiedenem Quecksilber (Re-Emission) eine entschei-dende Bedeutung zu. Optimierungsmaßnahmen hierzu sind:

Einstellung und Erhalt verfahrenstechnischer, chemischer Parameter (hohes Redox-Potenzial, enger pH-Bereich) zur Vermeidung der Bildung von elementarem Quecksilber. Hierbei muss die Balance gefunden werden, die unerwünschte Nebenreaktionen mit anderen Inhaltsstof-fen in der Suspension vermeidet. Daher wurden viele Versuche unternommen, eine geeigne-te Regelung der Luftzufuhr in den Wäscher zu finden.

Hohe Anreicherung an Chloriden (als Komplexbildner) im Wäscher, um Quecksilber über Komplexbildungen in der Flüssigphase zu stabilisieren. Die Wäschersuspension wird aus dem Wäscher ausgeschleust und im Anschluss gefiltert. Das hierbei anfallende chloridhalti-ge Filtrat wird in der Abwasseraufbereitung behandelt. Besteht die Möglichkeit große Was-sermengen aufzubereiten, wird das REA-Abwasser mithilfe einer Kreislaufführung zurück in den Wäscher gefahren. Hierdurch wird die Chloridkonzentration im Wäscher hochgehal-ten. Die Chloride bilden mit dem sich in Lösung befindlichen Quecksilber Komplexe, wodurch das Quecksilber stabilisiert und der Re-Emission entzogen wird.

Zur Erhöhung der SO2-Abscheidung sind die Wäscher durch den Austausch von Sprühdü-sen und/oder Einbauten (Lochbleche, sog. Trays, oder Wandringe) in den letzten Jahren optimiert worden. Diese Maßnahmen dienten der Erhöhung der Austauschfläche zwischen Flüssig- und Gasphase und führen damit auch zu einem verbesserten Auswaschen von Quecksilberverbindungen.

Die Zugabe von Additiven zum Wäscher bindet bzw. stabilisiert das gelöste Quecksilber entweder durch Adsorption oder durch Fällung als Feststoff. Dies erfolgt durch die Zugabe von undotierter oder dotierter (mit Additiven imprägnierter) Aktivkohle bzw. Herdofenkoks (HOK) oder organosulfi-discher Fällungsmittel. Das ausgefällte oder adsorbierte Quecksilber befindet sich dann bevorzugt in der Feinteilfraktion der Wäschersuspension.

Die Wäschersuspension wird über einen Hydrozyklon ausgeschleust. Der Hydrozyklon trennt durch Schwerkraftabscheidung die Fein- von den Grobpartikeln (REA-Gips). Die Eigenschaften des Hydro-zyklons entscheiden somit wesentlich über die Wirksamkeit der Abtrennung der Feinpartikel und damit auch von Quecksilber. Der REA-Gips wird anschließend filtriert, wobei oberflächlich anhaf-tende Verunreinigungen durch Spülen des Feststoffes mit Wasser entfernt werden.

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Für den Einsatz von Aktivkohlen und Fällungsmitteln im Wäscher gibt es noch keine aussagekräfti-gen Langzeitversuche, die eine erfolgreiche Abtrennung mittels der vorhandenen Hydrozyklone bestätigen und eine Übertragbarkeit auf großtechnische Anlagen erlauben. Für die Optimierung der Abtrennung wurde auch ein sog. Waschwasserzyklon entwickelt, der bisher allerdings nur ver-suchsweise eingesetzt wurde.

Eine neuere Entwicklung ist der Einbau von stationären Adsorbentien in den Wäscherkopf. Dabei wird Aktivkohle in eine Gewebematrix eingebunden und in Modulen, ähnlich der SCR-Katalysatormodule, zusammengestellt. Der Einbau solcher Module in mehreren Lagen soll am Ende des Waschprozesses zu einer Adsorption des Rest-Quecksilbers (metallisches und oxidiertes) führen. Allerdings ist für diesen Einbau von mehrlagigen Modulen in den Wäscherkopf der REA, zusätzlich zu den vorhandenen Tropfenabscheidern, in Bestandsanlagen konstruktiv nicht der nötige Raum vorhanden. Ein Ersatz der Tropfenabscheider durch diese Module ist ebenfalls nicht möglich, da sie den Modulen vorgeschaltet sein müssen, um ein Verkrusten des Festbettes mit Gips zu verhindern.

4.1.4.1 REA-Abwasseraufbereitungsanlage

Während bei der Braunkohlefeuerung in der Regel keine Abwasseraufbereitung aufgrund der Stabi-lisatherstellung erfolgt, wird bei der Steinkohlefeuerung das vom Gips weitgehend befreite REA-Abwasser in der REA-Abwasserbehandlung weiter aufgearbeitet (Abbildung 4).

Abbildung 4: Schema der REA-Abwasseraufbereitung (RAA)

Bei der REA-Abwasseraufbereitung erfolgen eine Neutralisation des REA-Abwassers in der Regel mit Kalkprodukten und die Fällung des gelösten Quecksilbers und anderer Schwermetalle mit organosul-fidischen Fällungsmitteln. Der Feststoff wird durch Sedimentation (Eindicker) abgesetzt und in der Regel über Kammerfilterpressen abfiltriert. Das gereinigte Abwasser wird in den Vorfluter geleitet.

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Eine weitere Separierung des Quecksilberstroms kann durch eine gestufte Fällung in der RAA erzielt werden. Dabei wird das REA-Abwasser nicht sofort vollständig neutralisiert, sondern zuerst das Quecksilber im sauren bis schwach-sauren Bereich mit einem Fällungsmittel gefällt, sedimentiert und abfiltriert, bevor der Abwasserstrom vollständig neutralisiert wird und die Feststoffe ebenfalls sedi-mentiert und abfiltriert werden (Winkler & Wasko, 2001); (Mayer, Tembrink, & Graf, 2010). Die-se gestufte Fällung ist allerdings erst bei wenigen Anlagen mit ausreichenden Platzreserven realisiert worden.

Ergänzende Verfahren zur weiteren Quecksilberreduzierung befinden sich größtenteils noch in der Erprobung:

Ultrafiltration des bereits in der RAA gereinigten Abwassers, um weitere Kleinstpartikel ab-zuscheiden.

Quecksilberselektive-Ionenaustauscher, um gelöstes Quecksilber aus der Wasserphase zu binden.

Zu den o.g. Verfahren gibt es bisher nur Erfahrungen aus Versuchs- und Pilotanlagen (Böhm & Schneidereit, 2016).

4.1.5 Stickstoffoxidminderungsanlage mit selektiver katalytischer Reduktion SCR/tail-end

Da die tail-end SCR sich hinter dem Elektrofilter und der Rauchgasentschwefelungsanlage unmittel-bar vor Ableitung der Reingase befindet, kann hier keine weitere Abscheidung mehr durch zusätzli-che Oxidation erreicht werden.

4.2 Situation in den USA

Die US Umweltagentur (Environmental Protection Agency – EPA), hat im Dezember 2011 das Quecksilber & Luftschadstoff Gesetz (Mercury & Air Toxics (MATS) Rule) vorgeschlagen. Das Gesetz trat am 16. April 2012 in Kraft und musste innerhalb von 3 Jahren (bis 16. April 2015) umgesetzt werden. In dem Gesetz gibt es eine Härtefallregelung, die eine zusätzliche Verlängerung um ein Jahr erlaubt (bis 16. April 2016). Von dieser Härtefallregelung wurde bei etwa 60 % der installier-ten Kraftwerksblöcke Gebrauch gemacht. Ein paar wenige Anlagen (etwa 8 % der Gesamtkapazi-tät) haben eine zusätzliche Ausnahmegenehmigung bis April 2017 bekommen.

Die MATS Quecksilbergrenzwerte (Tabelle 3) sind für bestehende Kohlekraftwerke entweder auf den Energieeintrag (2. Spalte) oder die Bruttostromerzeugung (3. Spalte) bezogen. Je nach Brutto-wirkungsgrad ergibt sich damit bei der Umrechnung auf Emissionskonzentrationen ein unterschiedli-cher Grenzwert mit den in Tabelle 3 dargestellten Bandbreiten.

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Tabelle 3: MATS-Grenzwerte und Umrechnung* auf deutsche/europäische Gegebenheiten im Vergleich zur 13. BImSchV und BREf-LCP (BREF-LCP, Juni 2016) * (Kather & Klostermann, 2015) (a) bei elektr. Bruttowirkungsgrad von 48 % für Steinkohlekraftwerke und 44 % für Braunkohlekraftwerke (b) ab 2019 (c) für bestehende Anlagen ≥300 MWth ab 2021 MMW = gleitende Monatsmittelwert; JMW = Jahresmittelwerte

Dabei ist zu berücksichtigen, dass bei Steinkohlekraftwerken mit einem elektr. Bruttowirkungsgrad von 33 % der umgerechnete Werte bei 1,5 μg/m³N liegen würde. Allerdings gibt es kein deut-sches Kraftwerk mit einem so niedrigen Wirkungsgrad. Die elektr. Bruttowirkungsgrade deutscher Steinkohlekraftwerke liegen zwischen 40 und 50 %, sodass sich hier bei der Umrechnung die in Tabelle 3, Spalte 4 gezeigte Bandbreite ergibt.

Mit den im BREF-LCP Dokument (BREF-LCP, Juni 2016) angegebenen Bandbreiten für Quecksilber wird erstmalig ein Grenzwert für Quecksilberemissionen EU-weit verpflichtend eingeführt. Ein Teil der Kraftwerke kann schon heute den oberen Rand der Emissionsbandbreite einhalten und liegt sogar im Bereich der US-Grenzwerte. Insgesamt wird aber auch ein Grenzwert am oberen Rand der Bandbreite zu einer deutlichen Absenkung der Quecksilberfrachten in Europa führen.

Die MATS-Regel gibt kontinuierliche Messung des gasförmigen Quecksilbers im Kamin vor. Dies darf mit kontinuierlichen Messgeräten oder mit Adsorber-Röhrchen (Sorbent Trap), auf denen Quecksilber über einen längeren Messzeitraum angereichert wird, erfolgen. Der Quecksilber-Grenzwert basiert auf einem gleitenden 30-Tages-Mittelwert. Dabei ist der gleitende Mittelwert der Durchschnitt aller gültigen Stundenwerte im Zeitraum von 30 Tagen.

In den USA sind 37 % der Kohlekraftwerksblöcke ohne SCR und REA ausgestattet, während 27 % SCR und eine nasse Rauchgasentschwefelungsanlage besitzen. Die Anzahl an trockenen Entschwe-felungsverfahren nimmt zu und liegt bei ca. 20 % der Kohlekraftwerksblöcke. Entsprechend gering vertreten ist die Herstellung von hochwertigen Nebenprodukten wie Flugasche und REA-Gips.

Im Jahr 2013 betrug die durchschnittliche SO2-Emission für alle Blöcke mit Rauchgasentschwefe-lungsanlagen in den USA 0,38 lb/MMBtu (469 mg/m3

N bei 6 % O2). Anlagen mit SCR zeigten

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durchschnittliche NOx-Emissionen von 0.189 lb/MMBtu (231 mg/m3N bei 6 % O2). Die Durch-

schnittswerte in den USA für SO2 und NOx liegen damit deutlich über den zulässigen Grenzwerten von bestehenden Anlagen >300 MWth in Europa (SO2: 200 mg/m3

N, NOx: 200 mg/m3N). Die

installierten Rauchgasreinigungsanlagen zeigen eine größere Variation und sind daher nicht mit den Gegebenheiten in Europa zu vergleichen. Spezielle Quecksilber Minderungstechniken in den USA sind Aktivkohleeindüsung (dotiert und undo-tiert) und der Einsatz von Bromiden.

Die Abscheidung an Aktivkohle wird beeinträchtigt bei höheren Gastemperaturen und höherer SO3–Konzentration im Rauchgas aufgrund der verringerten Adsorptionskapazität. Eine Studie des Electric Power Research Institutes (EPRI) zur Auswirkung von Bromidzugabe (einschließlich direkter Bromzugabe und Eindüsung von bromierter Aktivkohle) hat eine erhöhte Korrosion als hauptsächli-che Nebenauswirkung dieser Technologie identifiziert. Auch ein leichter Anstieg der bromierten organischen Verbindungen in den Wäschern wurde beobachtet.

Die wirtschaftlichen Auswirkungen nach Einführung des MATS Gesetzes in den USA sind aufgrund vieler anderer Faktoren komplex, so

wurde durch die Verfügbarkeit von preiswertem Erdgas vermehrt dieser Brennstoff zur Stromerzeugung eingesetzt,

ist der Stromverbrauch generell gesunken und

gibt es eine Reihe von neuen und geplanten Umweltvorschriften, wie Asche-Management, Abwasserableitung, CO2-Minderung und Regeln für Luftemissionen, die sich auf die Wirt-schaftlichkeit vieler Kohlekraftwerke auswirkt.

Die MATS-Anforderungen haben dazu geführt, dass etwa 6,5 % der Kohleverbrennungskapazität stillgelegt und 2 % auf Gasfeuerung umgestellt wurden. Etwa 29 % der Kohleverbrennungskapazität wurde mit zusätzlichen Quecksilberminderungsmaßnahmen ausgerüstet, im Wesentlichen Aktivkoh-leeindüsung (24 %). Dies führte in den Jahren 2014 bis 2016 zu einer Investition von ca. 5,5 Mrd. Euro (Hoff & DeVilbiss, 2016) und zeigt, wie wichtig eine angemessene Abwägung der Wirtschaft-lichkeit ist.

In den USA werden mehr Reststoffe erzeugt, als es Märkte für diese gibt. Dies unterscheidet sich von dem europäischen und deutschen Markt. Die meisten Märkte in den USA sind lokal und Trans-portkosten spielen eine große Rolle bei der Vermarktung. Es gibt auch keinen gesetzlichen Druck, die Reststoffe zu vermarkten und daher auch keine Notwendigkeit die Produkte speziell zu standar-disieren und zu überwachen. Die Reststoffe haben in der Regel keine Umweltstandards für den Ein-satz von Asche in Beton oder von Gips in Gipsprodukten. Die Qualität der Produkte wird zwischen Käufer und Verkäufer geregelt und ist nicht einheitlich festgelegt.

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Es gibt in den USA auch keine Verwertungshierarchie für Abfälle, wie wir sie im deutschen Kreis-laufwirtschaftsgesetz kennen.

Im Jahr 2013 wurde 31 bis 43 % der Flugasche und 35 bis 39 % der Kesselasche (abhängig von der verwendeten Statistik – EIA oder ACAA) verwertet. Der Rest wurde auf Deponien beseitigt. Nicht alle Kraftwerke mit nasser Entschwefelungsanlage produzieren vermarktbaren Gips. Im Durch-schnitt werden 29 bis 49 % des REA-Gipses verwertet. Der Rest wurde auf Deponien beseitigt.

Die Beseitigung und Verwertung von Abfällen und die Verwendung von Kraftwerksnebenprodukten in den USA unterscheiden sich deutlich von denen in Deutschland und Europa. REA-Gips aus Braun- und Steinkohlekraftwerken in Deutschland und Europa kommt als Grundbaustoff für vielfältige An-wendungen in der industriellen, gewerblichen und privaten Bauwirtschaft zur Anwendung (z. B. Herstellung von Gips-Kartonplatten nach DIN EN 13859) und ersetzt den Abbau von Naturgips in Steinbrüchen. Flugasche aus den Steinkohlekraftwerken ersetzt Kalkstein in der Zementherstellung und in Betonfertigprodukten).

In Deutschland wird nahezu der gesamte REA-Gips aus Braun- und Steinkohlefeuerungen und die überwiegende Menge der Flugaschen aus Steinkohlefeuerungen nach DIN EN 405 als Kraftwerks-nebenprodukt verwendet. In den USA gibt es keine vergleichbaren Nebenprodukt-Qualitätsstandards wie in Europa. Die USA kennen keine geschlossenen Stoffkreisläufe, wie sie Ziel der europäischen Abfallwirtschaftshierarchie sind.

4.3 Einflüsse auf andere Umweltmedien und Produkte (Cross-Media-Effekte)

Beim Einsatz von speziellen Quecksilberabscheidetechniken müssen die Auswirkungen auf den Gesamtprozess in der Rauchgasreinigung eines Kraftwerks medienübergreifend betrachtet werden. Verschlechterungen in anderen Bereichen bzw. die Verschiebung von Auswirkungen in andere Umweltmedien (Cross-Media Effekte) sind zwingend zu prüfen und zu vermeiden.

So führt beispielsweise die Zugabe von Aktivkohle in den Rauchgasstrom zu einer Erhöhung des Kohlenstoff- und Quecksilberanteils in der Flugasche. Da Flugaschen aus Steinkohlekraftwerken fast vollständig als zertifizierte Kraftwerksnebenprodukte in der Baustoffindustrie verwendet werden, ist zu prüfen, welchen Einfluss diese Änderungen auf die Verwendung im Wirtschaftskreislauf haben.

Auch bei den Aschen aus Braunkohlekraftwerken müssen diese Einflüsse auf die Verwendbarkeit im Hinblick auf die Stabilisatherstellung geprüft werden.

Sowohl bei dem Einsatz von Fällungsmitteln als auch von Aktivkohle im Rauchgaswäscher besteht die technische Herausforderung der möglichst vollständigen selektiven Abtrennung von den Gips-partikeln in den Hydrozyklonen. Die hohen Qualitätsanforderungen an das Kraftwerksnebenprodukt REA-Gips sind zu erfüllen. Die Verwendung des REA-Gipses stellt einen wichtigen Beitrag zu ge-schlossenen Stoffkreisläufen gemäß Kreislaufwirtschaftsgesetz dar und trägt darüber hinaus zur Res-sourcenschonung von wertvollen Naturgipsvorkommen bei.

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Der Einsatz von Bromiden oder von bromierten Additiven mit dem Brennstoff, im Bereich des Kessels oder im Rauchgaswäscher ist mit vielen bisher ungeklärten Risiken verbunden. Mit dem Einsatz sind auch Emissionen anderer bromierter Emissionskomponenten möglich. In der Literatur wird u.a. über bromierte Dioxin- und Furanemissionen berichtet (te Winkel, 2013). Diese Verbindungen werden von Toxikologen deutlich kritischer als chlorierte Dioxine und Furane eingestuft. Verlässliche Toxizi-tätsäquivalentfaktoren wie bei chlorierten Dioxinen und Furanen liegen nicht vor. Des Weiteren verbleiben eingebrachte Bromide am Ende des Rauchgasreinigungsprozesses im REA-Abwasser. Dieses Abwasser wird von Steinkohlekraftwerken in den Vorfluter abgeleitet. Eine ökotoxikologische Bewertung dieser Einträge liegt derzeit nicht vor.

Bei den stationären Adsorbentien, die als mehrlagige Module im Wäscherkopf eingesetzt werden sollen, kann durch die vom Hersteller genannte Schwefelsäurebildung ein unerwünschter Aeroso-laustrag mit dem Reingas erfolgen.

4.4 Emissionsmesstechnik

Im Unterschied zur kontinuierlichen Messung von NOX, Staub und SO2, bei der Konzentrationen im mg/m³-Bereich gemessen werden, wird Quecksilber im μg/m³-Bereich gemessen, also um den Faktor 1000 niedriger. Bedingt durch anspruchsvolle Anforderungen an die Messung von Queck-silber im Rauchgas (unterschiedliche Spezies, Einspeicherungseffekte in den Probenahmeeinrich-tungen etc.) und dem breiten abzudeckenden Messbereich sind die Messunsicherheiten bei der Bestimmung der Quecksilberkonzentration relativ groß im Verhältnis zu den gemessenen Emissions-konzentrationen. Das in Deutschland eingesetzte Standardreferenzmessverfahren erreicht in der praktischen Anwendung Messunsicherheiten von 0,5 bis 1,5 μg/m³N (Gass, Gohlke, & Schneider, 2012). Bei der Validierung von zertifizierten kontinuierlichen Hg-Messungen ist eine Messunsicher-heit von bis zu 20 % des Grenzwertes zulässig. Bei einem Grenzwert von 10 μg/m³N würde die Messunsicherheit maximal 2 μg/m³N betragen. Die Messunsicherheit der verfügbaren, eignungsge-prüften kontinuierlichen Emissionsmesstechnik liegt üblicherweise im Bereich von 0,5 bis 2 μg/m³N.

Anhand dieser Messunsicherheiten wird deutlich, wie problematisch eine zuverlässige Ermittlung des Istzustandes der Quecksilberemissionen, eine seriöse Vorgabe für ihre Begrenzung und eine Überprüfung der Einhaltung dieser Grenzwerte vor allem bei Grenzwerten (<10 μg/m³N) zzt. für alle Beteiligten noch ist (Kather & Klostermann, 2015).

Daher ist es von großer Bedeutung, dass für zukünftig anspruchsvollere Messaufgaben zuverlässige kontinuierliche Quecksilbermessgeräte mit entsprechenden Zulassungen zur Verfügung stehen. Dies ist umso wichtiger, wenn anspruchsvolle Grenzwertvorgaben im laufenden Betrieb einer kontinuier-lichen Steuerung und Optimierung der Verfahrensparameter zur Quecksilberabscheidung bedürfen. Sampling-Verfahren (Langzeitsammelproben) sind dafür ungeeignet, da deren Ergebnisse systembe-dingt lediglich die Vergangenheit beschreiben und nicht für aktive Steuerungsaufgaben verwendet werden können.

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5 Technische Einsetzbarkeit und wirtschaftliche Verhältnismäßigkeit

Bei allen Quecksilberminderungstechniken ist es notwendig, im Vorfeld für alle Betriebszustände zu prüfen, welche Auswirkung sich auf die vorhandene Anlagentechnik, die Nebenprodukte und die Umwelt ergeben bzw. welche weitere Umrüstung durch den Einsatz der Technik erforderlich wird. Bei der technischen Einsetzbarkeit von Quecksilberminderungstechniken wird oft auf Anwendungen in den USA verwiesen. Diese Erfahrungen lassen sich auf deutsche Gegebenheiten nur bedingt übertragen, da ein großer Teil der Anlagen in den USA nicht mit der hier üblichen Verfahrenskette SCR, Elektrofilter und REA-Nasswäsche ausgerüstet sind. Die Staubabscheidung über Gewebefilter sowie die Zudosierung von Kalkprodukten in den Rauchgasstrom zur SO2-Bindung (Trockensorption) sind weit verbreitet (Kapitel 4.2). Gewebefilter bieten bei der Anwendung von Aktivkohleeindüsung Vorteile durch die Deckschichtbildung, haben jedoch im Hinblick auf die hohen Druckverluste und die damit verbundenen Energie-Effizienzverluste auch signifikante Nachteile. Ein Vergleich beider Staubabscheide-Technologien zeigt folgendes:

Dem Vorteil einer höheren Abscheiderate bei Einsatz eines Gewebefilters steht bei den in europäischen Anlagen vorherrschenden Elektrofiltern ein erheblicher Kostenaufwand für den Austausch des Aggregates zur Änderung des Entstaubungsverfahrens gegenüber (Investiti-onskosten Gewebefilter + Kosten Ertüchtigung oder Austausch des Saugzugs + Stillstands-kosten für Nachrüstung).

Die Verwendung von Gewebefiltern in Bestands- und Neuanlagen führt aufgrund des hö-heren Druckverlustes gegenüber E-Filtern zu einer Reduzierung des Wirkungsgrades und damit zu einem vermehrten Einsatz von Brennstoff und einem Anstieg der CO2-Emissionen. Des Weiteren sind die üblichen Temperaturbandbreiten der Rauchgase, die einen mögli-chen Einsatz von Aktivkohle oder HOK stark limitieren, hinreichend zu berücksichtigen. Bei einer Rauchgastemperatur von über 180 °C (üblich in allen Braunkohlekraftwerken) ist bei der Errichtung und dem Betrieb von Gewebefiltern das Gefährdungspotenzial durch Selbstentzündung der Aktivkohle und das geringere Adsorptionspotenzial für Quecksilber zu beachten.

Bei der Nutzung des SCR-Katalysators für eine erhöhte Oxidationsrate des Quecksilbers ist vor dem Hintergrund einer verschärften Anforderung auch bei den NOx-Reingaswerten zu beachten, dass diese Reaktion in Konkurrenz zur Reduktion der Stickstoffoxide steht, und eine Erweiterung der Kata-lysatoroberfläche aufgrund von Platzproblemen in Bestandsanlagen nicht ohne Weiteres möglich ist.

Der Einsatz von Bromiden als Quecksilber-Oxidationsmittel in der Feuerung ist ebenso kritisch zu hinterfragen, da Untersuchungen an Anlagen in den USA gezeigt haben, dass es dort zu Korrosio-nen im Bereich von Wärmetauschen kommt und daher mit einem erhöhten Instandhaltungsaufwand bzw. mit höheren Investitionen für Korrosionsschutzmaßnahmen von Wärmetauschern zu rechnen ist (Beckmann, Spiegel, & Köhler, 2016), (te Winkel, 2013).

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Ein Einbau von Modulen mit stationären Adsorbentien in die vorhandenen Wäscher ist ohne massi-ve Umrüstungen unter Berücksichtigung der Statik des Wäschers nicht möglich. Auch bleiben hier die Langzeiterfahrungen und die Entsorgungsmöglichkeiten der beladenen Module abzuwarten.

Dazu besteht Klärungs-/Untersuchungsbedarf zu folgenden Themen:

Bereich Feuerung/Rauchgasreinigung

Einsatz von Bromiden in der Feuerung: – Wie hoch ist das Korrosionsrisiko im kalten Bereich des Rauchgasweges (insb. Luftvorwämer, Saugzug?) – Kommt es zur erhöhten Bildung adsorbierbarer organischer Halogene (AOX) im REA-Abwasser und damit zu Problemen mit den Abwassergrenzwerten? – Kommt es zu einer erhöhten Bildung von bromierten Dioxinen/Furanen im Abgas? – Erfolgt eine Bromidanreicherung im Wäscher und in der Flugasche?

Einbau eines Oxidations-Katalysator: – Kann die im Labor bestimmte Oxidationsleistung auch im großtechnischen Einsatz verwirklicht werden? – Wie steigt die Konversionsrate von SO2 zu SO3 an und welche Korrosions- folgen bzw. Emissionsfolgen ergeben sich daraus? – Welche Einflüsse gibt es auf die Standzeit bzw. Inaktivierung von Katalysatoren?

Aktivkohleeindüsung vor Elektrofilter: – Welche Explosionsschutzmaßnahmen sind zu treffen? – Wie kann eine ausreichende Verteilung und Verweilzeit für die Adsorption im Rauchgasstrom erzielt werden? – Welchen Einfluss hat die Erhöhung des Kohlenstoff- und Quecksilberanteils in der Flugasche auf die Verwend- bzw. Vermarktbarkeit?

Additivzugabe zum Wäscher: – Wie kann die Abtrennung der Quecksilberhaltigen Feinpartikel vom Gips sichergestellt werden, um eine Vermarktung zu gewährleisten? – Wie ist die Stabilität der organosulfidischen Fällungsmittel bei Überdosierung? Kann eine Bildung von elementarem Schwefel erfolgen? – Welchen Einfluss haben die Feinpartikel auf die Abtrennung in der REA-Abwasseraufbereitung (Sedimentationsverhalten)?

Stationäre Adsorbentien nach Wäscher: – Lässt sich ein Einbau in vorhandene Wäscher aufgrund des Platzbedarfs und der Statik realisieren? Welchen Einfluss hat der Einbau auf den Druckverlust?

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– Wie ist das Desorptionsverhalten bei wechselnden Betriebsbedingungen? – Erfolgt eine Verblockung durch Asche/Gips-Ablagerungen? – Ist mit einer SO3-Bildung und einem Aerosolaustrag in die Umwelt zu rechnen? – Wie sieht das Langzeit- Druckverlustverhalten der Einbauten aus?

Waschzyklon: – Mit welchen Wasserverbräuchen ist zu rechnen? – Reicht die Trennschärfe aus, um die Quecksilberfeinpartikel vom Gips zu trennen? – Wie sieht die Bewährung im großtechnischen Einsatz aus?

Bereich REA-Abwasseraufbereitung

Ionenaustauscher: – Wie wirken sich Feinpartikel auf den Betrieb aus und welche Vorfiltration ist ggfs. einzusetzen? – Kann es zu Verblockung der Vorfiltration oder des Ionenaustauschers kommen? – Kann es zu Carbonatausfällungen auf der Harzoberfläche kommen? – Wie ist Harzalterung zu bewerten? – Wie ist das Verhalten im großtechnischen Einsatz und bei diskontinuierlichem Betrieb?

Ultrafiltration: – Kann es zu einer Verblockung der Membranporen durch Feinpartikel kommen und welche Vorfiltration ist ggfs. einzusetzen? – Wie schnell kommt es zu einem Membranfouling (Anlagerung von Teilchen an die Membranwand)? – Wie ist das Verhalten im großtechnischen Einsatz und bei diskontinuierlichem Betrieb? – Wie sieht der Energieeintrag bei zunehmender Druckdifferenz aus?

Im Rahmen der Energiewende sind zunehmend wechselnde Last- und Betriebszustände (Min-Last, Gradienten, Anzahl Starts) von Stein- und Braunkohlekraftwerken zu bewältigen. Geeignete Queck-silberabscheidetechniken müssen daher wie die bestehenden Rauchgasreinigungstechniken eben-falls die nötige Flexibilität besitzen.

Eine generelle Beurteilung der ökonomischen Aspekte ist nur unter Beachtung der Besonderheiten und Möglichkeiten der vorhandenen Anlagentechnik machbar. Eine hilfsweise Abschätzung bietet das veröffentlichte Fact-Sheet (SHEET, 2016) der US EPA von April 2016. In den USA haben die MATS-Maßnahmen somit mutmaßlich zu einer Steigerung des durchschnittlichen Strompreises um

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0,3 US-Cent/kWh (ca. 0,26 EURO-Cent/kWh) geführt. Falls die Gesamtstrompreiserhöhung in den USA im Extremfall nur aus den Mehrkosten infolge der MATS-Maßnahmen in den Kohlekraft-werken herrühren würde, wären die Stromgestehungskosten sogar um 0,8 EURO-Cent/kWh ge-stiegen, da die Kohlekraftwerke ca. 1/3 des amerikanischen Stroms erzeugen. Die tatsächliche Steigerung der Stromgestehungskosten der Kohlekraftwerke in den USA liegt im Bereich zwischen diesen beiden Werten. Bei einem aktuellen Strommarktpreis von 2,20 bis 2,70 EURO-Cent/kWh in Deutschland würden die Quecksilberminderungsmaßnahmen damit zu einer Erhöhung des Strompreises um 10 bis 35 % führen. Bei dieser Abschätzung ist zu beachten, dass diese Strom-preiserhöhung bei Einhaltung der US-Grenzwerte angefallen ist. Welche zusätzlichen Kosten sich für noch niedrigere Grenzwerte ergeben würden, ist noch nicht bekannt.

Die in der Ökopol-Studie NRW (Tebert, Volz, Gebhardt, Dehoust, & Kremer, 2016) vorgenomme-ne Kostenabschätzung für zusätzliche Quecksilberminderungstechniken weist erhebliche verfahrens-technische und methodische Defizite auf, da Preise für Additive und die Investitionskosten sehr ge-ring angesetzt und Stillstandzeiten der Anlagen für Umrüstmaßnahmen, leittechnische Einbindung und Instandhaltungsaufwand nicht eingerechnet wurden. Ein bewertendes Gutachten (Kather A. , 2016) kommt zu dem Schluss, dass eine Abweichung um das 15- bis 47-fache nach oben zu be-fürchten ist. Dies entspräche dann einer Erzeugungskostenerhöhung um 10 bis 30 %.

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6 Forschung, Entwicklung und Projekte in Deutschland

Bereits seit den 2000er Jahren gibt es zum Thema Quecksilber Grundlagenforschung durch VGB-Forschungsprojekte. Dabei wurden verschiedene Komplexierungs-, Adsorptions- und Fällungsmittel an Modell- und realen REA-Abwässern untersucht.

Wesentliche Ergebnisse dieser Grundlagenforschung sind:

Eine Oxidation von Fällungsmitteln im REA-Wäscher ist bei hohem Redox-Potenzial möglich und führt zu einem hohen Verbrauch.

Zur Stabilisierung des gelösten Quecksilbers in der Flüssigphase wird eine hoher Chemikalienbedarf an Komplexbildnern benötigt.

Es erfolgt keine ausreichende Trennung von Adsorbentien bzw. Hg-Sulfiden (Fein partikel) und Gips mittels Hydrozyklon.

Ein steigender pH-Wert hat Einfluss auf die Re-Emission.

Bei hohem Redox-Potenzial steigt die Konzentration an gelöstem Hg.

Es erfolgt eine Hg-Sorption in der Wäschergummierung.

Die Ergebnisse zeigen auch, die komplexen Auswirkungen von verschiedenen verfahrenstechni-schen Einflussfaktoren auf die chemisch-physikalischen Vorgänge im REA-Wäscher.

Die Erkenntnisse zu den grundsätzlichen Zusammenhängen dienten der weitergehenden Untersu-chung bei den Kraftwerken. So wurden in den letzten Jahren vor allem die Erhöhung des Redox-Potenzials (zur Verbesserung der Quecksilberlöslichkeit) und des Chloridgehaltes (zur Komplexie-rung) im Wäscher getestet und verfahrenstechnisch umgesetzt.

Erste Erfahrungen liegen auch mit der Fällungsmittelzugabe im Wäscher einer Linie des Braunkohle-kraftwerk Lippendorf vor. Hier konnte über eine zehnmonatige Versuchszeit eine durchschnittliche Emissionsminderung an Quecksilber von 80 % erreicht werden, allerdings auf einem Niveau von knapp unter 10 μg/m³N (Schütze J. , Schilling, Hilbert, Strauß, & Hörtinger, 2015). Dieser Redu-zierung wurde erreicht, weil in Lippendorf der Anteil an oxidiertem Quecksilber vor dem Wäscher bei > 80 % liegt, anders als bei anderen Braunkohlekraftwerken (

Tabelle 2). Es wurden auch Versuche mit Aktivkohleeindüsung vor E-Filter durchgeführt, die jedoch eine geringere Quecksilberminderung zeigten und auch in Kombination mit der Fällungsmittelzudo-sierung im Wäscher nicht weiter gesteigert werden konnte.

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6.1 Laufende Forschungsvorhaben

Weitere Forschungsvorhaben, die zurzeit von den Mitgliedsunternehmen durchgeführt werden sind:

1) Überprüfung kontinuierlicher Hg-Messeinrichtungen zur Bestimmung der Messgenauigkeit (KW Mehrum: 2015 bis 2017)

2) Einfluss von Hg-Fällungsmitteln im Wäscher (KW Mehrum: 2015 bis 2017)

3) Durchführung von Quecksilbermessungen zur Bestandsaufnahme und Bestimmung der Abscheideraten sowie Vergleich kontinuierlicher Messtechnik mit der US-Methode Sorbent Trap (EnBW: 2016)

4) Aktivkohleeindüsung vor Elektrofilter (LEAG: 2016 bis 2017)

5) Dosierung von Bromid auf die Kohle und Aktivkohle in die REA. Test eines Waschwasserzyklons (LEAG: 2016 bis 2017)

6) Dosierung verschiedener Hilfsmittel auf das Kohleband und in das Rohgas (MIBRAG: 2016 bis 2018)

7) Untersuchungen zu einem ganzheitlichen Konzept zur Quecksilberminderung in neu errichteten Steinkohlekraftwerken (GKM, RWE, EnBW: 2016 bis 2019)

8) Online Hg-Bestimmung im Tagebau (MIBRAG: 2017 bis 2018)

9) Dosierung von Adsorptionsmitteln vor E-Filter unter Optimierung von Mahlfeinheit, Eindüsgeometrie, Abscheideleistung und Auswahl der Dosiereinrichtung für die Auslegung eines Pilotvorhabens (2015 – 2016). Pilotvorhaben (RWE: 2017 bis 2020)

10) Ganzheitliche Hg-Minderung durch optimalen Betrieb der bestehenden Abgasreinigungstechnik (Vattenfall, KW Moorburg: ab 2016 fortlaufend)

11) Untersuchung von Oxidationskatalysatoren zur Bestimmung der Oxidationsleistung und von Hg-Fällungsmittel (Uniper: fortlaufende Untersuchungen)

12) Optimierung der vorhandenen Anlagentechnik (STEAG: fortlaufende Untersuchungen)

(Abbildung 5).

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Abbildung 5: Zeithorizont für die Versuche zur Quecksilberminderung (1 bis 9) in den Bestandsanlagen und die gesetzlichen Rahmenbedingungen

Die Forschungsvorhaben können im Einzelnen den Auflistungen in Anhang 1 entnommen werden.

6.2 Abgeschlossene Forschungsvorhaben

An einigen Anlagen wurden bereits erste Forschungsarbeiten zur weiteren Quecksilberminderung abgeschlossen:

1) LEAG/EnBW KW Lippendorf Dosierung von Aktivkohle vor E-Filter, Erhöhung der Pufferkapazität und des Redoxpotenzials im REA-Wäscher: Die Abscheiderate reicht nicht aus, um eine Emissionskonzentration < 10 μg/m³N Quecksilber sicher einzuhalten.

2) Grosskraftwerk Mannheim Block 6 Zugabe von Aktivkohle zur Wäschersuspension und anschließende Ausschleusung mit dem REA-Abwasser über Zyklon: Eine Unterschreitung von 3 μg/m³N Quecksilber im Reingas konnte nur während eines Versuchszeitraumes von 3 Wochen erreicht werden. Die Abtren-nung der Aktivkohle vom REA-Gips muss weiter optimiert werden.

6.3 Großtechnische Umsetzungen

Die großtechnische Umsetzung von Quecksilberminderungsmaßnahmen ist im Hinblick auf die an-stehende Verschärfung des Grenzwertes ab 2019 (13. BImSchV) an folgenden Anlagen bereits erfolgt bzw. konzipiert:

Trianel Steinkohlekraftwerk Lünen (NRW): Einbau einer Lage Quecksilber-Oxidationskatalysator: Anstatt einer dritten Lage Stickstoffoxidminderungskatalysator wurde ein Oxidationskatalysator (Triple Action Catalyst – TRAC) eingebaut. Da dieser Einbau schon vor der Inbetriebnahme (2013) erfolgte, liegen keine Vergleichswerte vor. Ein Messprogramm zur Bestimmung der Oxidationsraten steht noch aus.

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Uniper Steinkohlekraftwerk Staudinger (Hessen): Einbau eines Oxidationskatalysator (1-Lage) zusätzlich als vierte Lage zur Ergänzung des vorhande-nen DeNOx-Katalysators im Mai 2010.Ergebnis bisher: Verbesserung der Oxidation von metalli-schem Quecksilber bei chloridarmen Kohlen. Versuche zum Fällungsmitteleinsatz im REA-Wäscher zur Reduzierung der Re-Emissionen. Aufgrund von insgesamt niedrigen Emissionswerten liegen noch keine längerfristigen Erfahrungen vor.

Uniper Steinkohlekraftwerk Staudinger (Hessen) und Heyden (NRW): In den Kraftwerken Heyden und Staudinger wurde jeweils eine Ultrafiltrationsanlage zur weiterfüh-renden Reinigung der bereits gemäß den BVT-Vorgaben vorbehandelten REA Abwässer installiert. Die in den jeweiligen neuen Wasserrechten festgelegten, verschärften Grenzwerte für Hg-Emissionen mit dem REA-Abwasser werden in Verbindung mit einer optimierten RAA sicher eingehal-ten.

Die Ultrafiltrationsanlagen erweisen sich im praktischen Betrieb jedoch als wartungsintensiv und sind bisher noch nicht ausreichend großtechnisch erprobt. Die Inbetriebnahme im Kraftwerk Heyden erfolgte im Februar 2015 und im Kraftwerk Staudinger im April 2015.

Uniper Steinkohlekraftwerk Datteln 4 (NRW): Geplant: Quecksilber-Oxidationskatalysator (2-Lagen), Einsatz sulfidischer Fällungsmittel im REA-Wäscher, Ionenaustauscher in der REA-Abwasseraufbereitung.

LEAG/EnBW Braunkohlekraftwerk Lippendorf (Sachsen): Versuchsanlage zur Dosierung von Fällungsmitteln im REA-Wäscher: Baubeginn für die Versuchsanlage war im Frühjahr 2013. Die Fertigstellung und Inbetriebnahme erfolgte zum 30.05.2014. Das Fällungsmittel wird in die Absorbersuspension dosiert, um das gelöste Quecksilber als Sulfid-Verbindung auszufällen und somit in der Suspension zu stabilisieren. Die Abtrennung des ausgefäll-ten Quecksilbers aus der Wäschersuspension erfolgt in einer 2-stufigen REA-Abwasserbehandlungs-anlage. In dieser Anlage wird weiteres Fällungsmittel zur Restentfernung von noch gelöstem Queck-silber zudosiert und mittels Flockungshilfsmittel zu sedimentierbaren Makroflocken agglomeriert. Der so erzeugte quecksilberhaltige Feststoff wird in einem Eindicker konzentriert und mit dem REA-Abwasser im sogenannten Stabilisat der Deponierung oder Verwertung zugeführt. Im Rahmen eines mehrjährigen Versuchsbetriebes wurde die Eignung dieser Versuchsanlage für den Dauerbetrieb erprobt.

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6.4 Ausstehende wissenschaftliche Untersuchungen

Die wissenschaftlichen Erkenntnisse haben bisher noch kein geschlossenes Bild zum Verhalten von Quecksilber im Kraftwerk ergeben. Daher sind auch noch weitere Untersuchungen zum grundsätzli-chen Verhalten von Quecksilber erforderlich, wie es z. B. das Institut für Energie- und Umwelttechnik e.V. in Duisburg anlässlich der VDI-Konferenz (Bittig, 2016) im April 2016 vorgestellt hat:

Untersuchungen zur Absorption von Quecksilber - Einfluss von SO3

- auf die Komplexierung im Wäscher - Kinetik der Redox-Reaktionen im Vergleich zu den Komplexierungs-/Ligandenreaktionen

Untersuchungen zur Fällung von Quecksilber - Stabilität des Fällungsprodukts bei Kraftwerksstillständen - Einfluss veränderter Prozessbedingungen bei wechselnden Lastzuständen

Untersuchungen zur Adsorption von Quecksilber - Untersuchung an festen Adsorbentien bei - variierenden Hg-Konzentrationen im Rauchgas - wechselnden Lastzuständen

Untersuchungen zur Oxidation von Quecksilber - Aufklärung des Umwandlungsmechanismus - Einfluss des Verhältnisses der SO2-Konzentration zur HCl-Konzentration oder zur Summe der Halogenwasserstoffkonzentration in der Gasphase

Entwicklung neuer Emissionsmesstechniken - für wesentlich niedrigere Quecksilberemissionskonzentrationen im Reingas

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7 Ausblick

Die bei VGB PowerTech e. V. vertretenen Unternehmen erforschen seit Jahren intensiv das physikali-sche und chemische Verhalten von Quecksilber in den einzelnen Stufen des Kraftwerksprozesses mit dem Ziel, Optimierungsmöglichkeiten und auch neue technische Verfahren zur weiteren Erhöhung der Quecksilberabscheidung zu etablieren. Dabei gibt es einen intensiven Wissens- und Erfahrungsaus-tausch, der im Verband aktuell im Projekt Hgcap gebündelt wird.

Die Projekte und Entwicklungsarbeiten zur weiteren Reduzierung der Quecksilber-Emissionen, die von der Grundlagenforschung bis hin zu konkreten verfahrenstechnischen Anwendungen reichen, sind aufgrund der Komplexität der Quecksilberchemie und der vielschichtigen chemischen und verfahrens-technischen Wechselwirkungen beim Quecksilber sehr aufwendig. In den bisherigen Untersuchungen wurden vielfältige Erkenntnisse generiert, sowohl positiv, indem sich die Erwartung einer verbesserten Abscheidung bestätigte, als auch negativ im Sinne fehlender oder gar negativer Wirkungen einzelner verfahrenstechnischer Lösungsansätze auf die Quecksilberabscheidung. So zeigte sich, dass die Wir-kung quecksilberspezifischer Abscheidetechnologien oft sehr anlagenspezifisch ist und eine generelle Übertragung auf andere Anlagen oft nicht oder nur eingeschränkt möglich ist. Derzeitige Lösungsan-sätze sind daher auf anlagen- und betriebsspezifische, individuelle Lösungen gerichtet. Um effizient in die weitere Abscheidung von Quecksilber einzugreifen, sind zudem noch weitere Wissensdefizite zum Verhalten von Quecksilber im Kraftwerksprozess zu schließen. Hierzu gehört auch das Verständ-nis, warum Lösungsansätze in verschiedenen Anlagen nicht die erwarteten Ergebnisse gezeigt haben, während sie in anderen Anlagen funktionieren. Dies erfordert noch große Forschungsanstrengungen (Kapitel 6). Geeignete Technologien, die effizient, medienübergreifend vorteilhaft sowie großtech-nisch machbar und wirtschaftlich zumutbar sind, werden deshalb mit Erprobung und Validierung bis hin zur großtechnischen Umsetzung mit Auslegungs- und Genehmigungsplanung nicht kurzfristig zur Verfügung stehen.

Die bisherigen Ergebnisse lassen vermuten, dass bis Mitte 2021 Technologien in den Anlagen zur Ver-fügung stehen werden, mit denen die Werte der jeweiligen oberen Emissionsbandbreite des BREF-LCP-Bereiches als Grenzwert eingehalten werden können. Welche zusätzlichen Abscheidungspotentiale diese Technologien darüber hinaus besitzen, wird die dann die großflächige und großtechnische Er-probung im realen Betrieb zeigen. Damit lässt sich aber auch festhalten, dass die unteren Werte der Emissionsbandbreite des BREF-LCP-Bereiches im Falle einer Festsetzung als Grenzwerte derzeit nicht gesichert in den Anlagen eingehalten werden können. Bei einer realistischen Einschätzung ist auch mit-telfristig die Verfügbarkeit entsprechender großtechnischer Lösungen, die effizient, medienübergreifend vorteilhaft sowie großtechnisch machbar und wirtschaftlich zumutbar sind, nicht zu erwarten.

Im Rahmen der künftigen Grenzwerte kommt der kontinuierlichen Emissionsmesstechnik eine entschei-dende Bedeutung zu. Eine geeignete Emissionsmesstechnik steht derzeit nicht zur Verfügung. Die Messunsicherheiten der zur Verfügung stehenden Emissionsmesstechnik liegen in der Größenordnung der künftigen Grenzwerte. Nur eine geeignete kontinuierliche Emissionsmesstechnik kann dem Betrei-ber die nötigen Informationen liefern, um die verfahrenstechnische Steuerung der Prozesse optimal zu gestalten. Sampling-Verfahren sind hierzu ausdrücklich nicht geeignet.

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9 Anhänge

9.1 Anhang I

Kurzdarstellung von laufenden Forschungsprojekten der Mitgliedsunternehmen des VGB PowerTech e. V. (Die Nummern entsprechen der Aufzählung in Kapitel 6.1)

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9.2 Anhang II

Kurzdarstellung von abgeschlossenen Forschungsprojekten der Mitgliedsunternehmen des VGB PowerTech e. V.

(Die Nummern entsprechen der Aufzählung in Kapitel 6.2)

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VGB PowerTech e.V. ist der internationale Fachverband für die Erzeugung und Speicherung von Strom und Wärme mit Sitz in Essen. Er verbindet die Interessen von rund 480 Mitgliedern in 34 Ländern, die zusammen eine Kraftwerksleistung von 458.000 MW erbringen.

Im Fokus unserer Aktivitäten stehen:

die Unterstützung unserer Mitglieder bei Planung, Bau und Betrieb von Kraftwerken,

die Mitwirkung an der Definition des Standes von Wissenschaft und Technik (VGB-Standards),

das Betreiben von neutralen Diskussionsplattformen für technische Fragestellungen,

die Koordinierung von Forschungs- und Entwicklungsvorhaben,

kompetente Beratung und Begutachtungen,

umfangreiche Labordienstleistungen (Schadensanalyse/Wasserchemie),

versierte Bau- und Montageüberwachung,

qualifizierte Auftragnehmerauditierung,

fachmännische Gerätequalifizierung.

Die Ergebnisse der Arbeit des VGB werden veröffentlicht in VGB-Standards (früher VGB-Richtlinien und –Merkblätter) sowie in dem internationalen Journal „VGB PowerTech“.

Dieses Hintergrundpapier wurde erarbeitet von der VGB-Projektgruppe „VGB-Initiative Hgcap(ture)“.

Ansprechpartner: Dr. Andreas Wecker | E-Mail: andreas.wecker@vgb.org

Telefon: +49-201-8128-316

VGB PowerTech e.V. | Deilbachtal 173, 45257 Essen

Vorsitzender des Vorstandes: Dr. Hans Bünting | Geschäftsführer: Erland Christensen

Internet: http://www.vgb.org