Entstehung und Vermeidung von Feinstaubemissionen bei Biomassefeuerungsanlagen

1 Einleitung

1.1 Ökologische Aspekte der thermischen Biomassenutzung

Biomasse besitzt ein großes Potenzial hinsichtlich einer ökologischen Energieversorgung. Derzeit werden rund 10 % der weltweiten Primärenergienachfrage durch Biomasse gedeckt, die Internationale Energieagentur (2009) geht von jährlichen Steigerungsraten von 1,4 % bis in das Jahr 2030 aus. Auch die Europäische Union strebt eine umwelt- und klimaverträglichere Energieversorgung an und weist explizit auf die Chancen und Möglichkeiten der thermischen Biomassenutzung hin (Europäische Kommission 2005, Europäische Union 2009).

Aus ökologischer Sicht spricht vieles für die verstärkte Nutzung von Biomasse. Sie wird als ein erneuerbarer CO2-neutraler Brennstoff angesehen, da bei der Verbrennung genauso viel CO2 entsteht, wie in der Wachstumsphase der Pflanzen aufgenommen wurde (Van Loo & Koppejan 2008, Demirbas 2005,). Andererseits weisen Biomassefeuerungen schlechtere Wirkungsgrade und höhere Schadstoffemissionen als Öl- und Gasfeuerungen auf (Nussbaumer & Baillifard 2008, Greiselis-Bailer & Kemper 2006, Oser et al. 2003). Die thermische Biomassenutzung steht daher in einem ökologischen Spannungsfeld, zwischen der umweltfreundlichen Energieversorgung und den Zielen der Luftreinhaltung.

1.2 Feinstaub als Schadstoff

Bei der Verbrennung von Holz entstehen Feinstaubemissionen (PM10, „Particulate Matter“, <10 µm, siehe auch Kapitel 2), die mehr als 80 % der Gesamtstaubemissionen bei Biomassefeuerungsanlagen ausmachen (Bäfver et al. 2011, Brunner et al. 2006, Hartmann et al. 2005, Oses et al 2003, Johansson 2003). Dass diese eine schädliche Wirkung auf den menschlichen Organismus ausüben, konnte mithilfe epidemiologischer Studien nachgewiesen werden (Ghafghazi et al. 2011, World Health Organisation 2004).

Auch die chemische Zusammensetzung der Feinstaubpartikel spielt aus toxikologischer Sicht eine wichtige Rolle. Während bei einer unvollständiger Verbrennung mehr organische Kohlenwasserstoffe (OGC) und polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH) entstehen, bilden sich bei einem vollständigen Ausbrand mehr anorganische Komponenten wie Kalium oder Natrium, die – im Vergleich zu den erstgenannten – weniger schädlich für die menschliche Gesundheit sind (vgl. Kelz et al. 2010).

2 Grundlagen der Aerosolbildung

2.1 Definitionen

Kelz et al. (2010) und Brunner et al. (2006) unterteilen atmosphärische Stäube in zwei Kategorien: grobe Partikel („Coarse Mode Particles“ bzw. grobe Flugasche) in dem Größenbereich von >1 µm bis rund 40 µm aerodynamischer Durchmesser und Feinstaub („Fine Mode Particles“ bzw. Aerosole, Partikel < 1 µm aerodynamischer Durchmesser). Weitere Klassifizierungen umfassen die Begriffe Gesamtstaub oder TSP (Total Suspended Particulate Matter = Gesamtheit aller Partikel in der Umgebungsluft) sowie PM10, PM2,5 und PM1 (PM = „Particulate Matter“ bzw. Schwebstaub mit einem aerodynamischen Durchmesser von <10 µm, <2,5 µm oder <1 µm).

2.2 Partikelbildung in Biomassefeuerungsanlagen

Grobe Partikel entstehen durch das Mitreißen von Brennstoff- und Aschenpartikeln aus dem Brennstoffbett (vgl. Kelz et al. 2010). Nach Lenz (2009) und Ogris et al. (2003) liegt der Grund hierfür in den zu hohen Geschwindigkeiten der Gasströmung in der Brennkammer bzw. in den nicht durchgängig ausreichenden Verbrennungstemperaturen. Die chemische Zusammensetzung dieser Partikel besteht aus Ca, Si, Mg sowie aus geringen Mengen von K, Na und Mg in Form von Oxiden, Sulfaten oder Phosphaten (vgl. Brunner et al. 2006). Bei kleineren Biomassefeuerungsanlagen stellt grobe Flugasche einen Anteil von bis zu 10 % des emittierten Gesamtstaubes dar und ist aufgrund der Partikelgrößen nicht lungengängig. Nach Kelz et al. (2010) sind die Auswirkungen dieser Partikel auf die menschliche Gesundheit vernachlässigbar.

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Abb. 1: Schematische Darstellung der Aerosolbildung in Biomassefeuerungsanlagen (Kelz et al. 2010)

Die Aerosolbildung ist wesentlich komplexer (Abb. 1). Ghafghazi et al. (2011), Kelz et al. (2010), Brunner et al. (2006) und Oser et al. (2003) unterscheiden dabei zwischen anorganischen und organischen Aerosolen. Anorganische Aerosole entstehen aus leicht flüchtigen Aschenbildnern wie K, Na, S, Cl, Zn und Pb. Diese werden aus der Verbrennung des Brennstoffes in die Gasphase freigesetzt. Zusätzlich werden geringe Mengen an festen, sub-mikroben SiO2-, CaO und MgO-Partikel gebildet. Gemeinsam mit den erstgenannten stellen diese die sogenannten Primärpartikel dar (Brunner et al. 2006) bzw. Partikelvorläufer-Substanzen (Oser et al. 2003)

Diese Primärpartikel gehen Gasphasenreaktionen ein und es kommt zu einer Bildung von Alkalimetallsulfiten, -choriden und -carbonaten sowie von Schwermetalloxiden und -chloriden. Sobald eine dieser Verbindungen ihre Sättigungskonzentration im Rauchgas übersteigt (z. B. durch Abkühlung des Rauchgases), tritt eine Phasenumwandlung von der Gasphase in die flüssige bzw. feste Phase ein. Über Nukleation (das Anwachsen von Molekülen zu einem Kern) und anschließender Koagulation (Partikel bzw. Tropfen stoßen aneinander und bleiben durch Oberflächenkräfte aneinander haften) können neue Partikel entstehen (vgl. Kelz et al. 2010, Lenz 2009). Je höher die Anzahl der vorhandenen Partikel ist, desto höher ist die Wahrscheinlichkeit, dass eine Kondensation (Zusammenstoß zwischen einem Gasmolekül und partikulären Keim) von Aschedämpfen auf der Oberfläche dieser Partikeln stattfindet (Lenz 2009, Brunner et al. 2006).

Die zweite Kategorie bilden organische Aerosole. Lenz (2009) und Brunner et al. (2006) unterteilen diese in Rußpartikel und Partikel aus organischen Kohlenwasserstoffverbindungen (C-haltige feste oder flüssige Zersetzungsprodukte wie Cellulose, Hemicellulose und Lignin). Rußpartikel formen sich im sauerstoffarmen Bereich der Flamme in unmittelbarer Nähe zum Brennstoff. Diese werden bei ausreichender Feuerraumtemperatur wieder zerstört, sie werden oxidiert. Bei zu niedrigen Temperaturen findet keine vollständige Oxidation statt, verbleibende Rußpartikel werden mit dem Rauchgas aus dem Feuerraum transportiert.

Organische Kohlenwasserstoffverbindungen bilden sich bei der Verbrennung des Brennstoffes und werden in weiterer Folge oxidiert. Bei einer unvollständigen Oxidation (unvollständiger Gasphasenausbrand) verbleibt ein Anteil dieser Verbindungen im Rauchgas. Im Wärmetauscher kühlen diese ab, kondensieren und bilden flüssige bzw. feste Partikel (vgl. Kelz et al. 2010, Brunner et al. 2006).

Der Anteil von organischen Aerosolen am Gesamtstaub ist bei automatischen Holzfeuerungsanlagen sehr gering, da diese eine quasi-vollständige Verbrennung (bzw. Gasphasenausbrand) gewährleisten können (vgl. Lamberg et al. 2011, Brunner et al. 2006, Oser et al. 2003). Oser et al. (2004) gehen von 5 Massen-% im Rauchgas aus, bei optimalen Verbrennungsbedingungen sogar unter 1 Massen-%. Jedoch betonen Nussbaumer et al. (2008) und Brunner et al. (2006), dass rund 30 - 50 % der gesamten Feinstaubemissionen (vorrangig organische Aerosole) über einen Verbrennungszyklus in der Anfahrphase emittiert werden. Kurzfristige Spitzen von org. C-Gehalte im Rauchgas treten auch in der Zündphase und bei Laständerungen (von Teillast auf Nennlast) auf (vgl. Good et al. 2010, Brunner et al. 2006).

3 Vermeidung von Feinstaubemissionen durch Primärmassnahmen

3.1 Einfluss des Brennstoffs auf die Staubemissionen

Brunner et al. (2006), Obernberger & Brunner (2005) und Johansson et al. (2003) betonen, dass die Bildung der anorganischen Aerosole in erster Linie von der Brennstoffzusammensetzung bzw. von der Freisetzung anorganischer Komponenten vom Brennstoff in der Gasphase abhängig ist.

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Abb. 2: Feinstaubkonzentrationen im Rauchgas nach der Verbrennung von verschiedenen Brennmaterialien, ae.d.: Aerodynamischer Durchmesser, Konzentrationen bezogen auf Rauchgas trocken und 13 vol.% O2 (Obernberger & Brunner 2005)

Weichholz zeigt dabei die geringsten Feinstaubemissionen, gefolgt vom Hartholz und Rinde (Abb. 2). Emissionen aus der Verbrennung von Altholz und Stroh sind sowohl in der Konzentration als auch in der Größe der Partikel signifikant höher als die erstgenannten Brennmaterialien. Die Ursache liegt nach Obernberger & Brunner (2005) darin, dass Weichholz eine geringe Anzahl an aerosolformenden Elementen wie K, S, Cl und Schwermetalle beinhaltet. Dies deckt sich auch mit den Erkenntnissen von Ghafghazi et al. (2011), die weiters die hohen Kalium-, Natrium-, Chlor- und Schwermetallgehalte von Altholz und Stroh hervorheben. Diese würden sich negativ auf die Feinstaubemissionen auswirken (Abb. 4). Die Verwendung von Weichholz für Verbrennungszwecke kann maßgeblich die Feinstaubemissionen senken (vgl. Brunner et al. 2006). Falls die Verfügbarkeit von Weichholz eingeschränkt wird bzw. der Kostendruck für dieses Brennmaterial steigt, müssen andere Maßnahmen gesetzt werden, um die Feinstaubemissionen gering zu halten.

3.2 Gestufte Luftzuführung - Luftüberschuss im Glutbett

Leicht flüchtige Aschenbildner wie K, Na, S, Cl, Zn und Pb stellen die Primärpartikel im Rauchgas dar (siehe Kapitel 2.2). K, S und Cl bilden dabei die Hauptbestandteile (Abb. 3 und Abb. 4) (Sippula et al. 2009, Brunner et al. 2006, Obernberger & Brunner 2005). Nach Nussbaumer (2005, 2003) und Oser et al. (2004, 2003) können Kaliumverbindungen reduziert werden, indem der Luftüberschuss im Glutbett gesenkt wird. Dadurch bilden sich weniger Aerosole und die Feinstaubemissionen sinken.

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Abb. 3: Durchschnittliche Zusammensetzung des anorganischen Anteils der Feinstaubemissionen moderner Pelletfeuerungen (Brunner et al. 2006)

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Abb. 4: Ergebnisse einer chemischen Analyse von Aerosolen (<1µm) aus einer 440 kW Rostfeuerung (Obernberger & Brunner 2005)

Nachfolgende Untersuchungen bestätigten diese Hypothese. Oser et al. (2003) zeigten, dass bei einer Versuchsanlage (80 kW Unterschubfeuerung) mit dem Referenzbrennstoff Waldhackschnitzel (Buche, 35 % Wassergehalt) eine Reduktion um den Faktor 5 bis 6 herbeigeführt werden kann. Die Staubemissionen sanken von 160-195 mg/Nm³ auf 20-45 mg/Nm³ (im Rohgas, 13 Vol.-% O2). Der Glutbett-Luftüberschuss variierte dabei zwischen 0,3 und 0,75. Bei einer Praxisanlage (570 kW Unterschubfeuerung) sank die Feinstaubkonzentration von 186±11 auf 77±2 mg/Nm³ (13 Vol.-% O2). Bei einer Pelletanlage (100 kW Unterschubfeuerung) reduzierte sich die Partikel-Konzentration im Rohgas von 30 auf 11 mg/Nm³ (13 Vol.-% O2), der Glutbett-Luftüberschuss betrug dabei 0,38 (Oser et al. 2004). Die Hintergründe für diese Reduktion werden in den nächsten Absätzen erläutert.