Rauchgasreinigung - Axpo-Holz

Rauchgasreinigung
Je mehr die Schädigung der Atmosphäre und die Bedrohung des Klimas in den Medien an
Priorität gewinnen, desto höhere Ansprüche werden von der Bevölkerung an die Reinheit der
aus einem Holzkraftwerk austretenden Abgase gestellt. Von den Lufthygieneämtern werden
teilweise Grenzwerte verordnet, die weit über die bereits hohen Anforderungen der
bestehenden Gesetzgebung zur Luftreinhaltung hinausgehen. Beispielsweise werden für neu
errichtete Holzkraftwerke NOX–Grenzwerte von 100 bis 80 mg/m 3 verordnet, obwohl der
aktuell gültige Grenzwert der Luftreinhalte-Verordnung bei 150 mg/Nm 3 liegt. Eine ähnliche
Praxis wird auch bei den Staubemissionen verfolgt, wo der gültige Grenzwert von 10 mg/m 3
bis auf 2 bis 5 mg/Nm 3 reduziert wird.
Um die verschärften Anforderungen an die Abgasqualität bei jedem beliebigen Brennstoffmix
sicher einhalten zu können, werden Holzkraftwerke mit leistungsfähigen, mehrstufigen
Verfahren zur Rauchgasreinigung ausgestattet. Ein Grundkonzept der
Rauchgasreinigungsanlage eines Holzkraftwerks ist in Abbildung 1 skizziert.
950°C
NH3 Kalkhydrat, HOK
SNCR
Überhitzer
ECO
150°C 140°C
130°C
Abbildung 1 Grundkonzept der Rauchgasreinigung eines Holzkraftwerks
Zyklone Gewebefilter
Kesselasche Zyklonasche Filterasche
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 1

Rohgaszusammensetzung
Zur Stickoxidminderung ist das SNCR-Verfahren (Selective Non-Catalytic Reduction) Stand
der Technik. Bei diesem Verfahren wird entweder Ammoniakwasser oder eine
Harnstofflösung in den heissen Abgasstrom eingedüst. In einem Temperaturfenster
zwischen 900 bis 950°C wirken diese Reagenzien als starke Reduktionsmittel und führen
einen selektiven NO-Abbau bis zum Stickstoff herbei. Mit SNCR können NOX-
Minderungsraten zwischen 60 und 80% erreicht werden.
Das Rohgas einer Kraftwerksfeuerung hat einen Staubgehalt zwischen 2'000 und 8'000
mg/m 3 . Um im Schornstein Emissionsgrenzwerte unter 10 mg/m 3 einhalten zu können,
werden zur Vorabscheidung der groben Staubpartikel Zyklonanlagen eingesetzt, mit denen
der Staubgehalt bis auf Werte zwischen 100 und 150 mg/m 3 reduziert werden kann. In einem
nachgeschalteten Gewebefilter findet dann die Abscheidung des Feinstaubs bis auf
Reingasstaubgehalte von 1 mg/m 3 statt.
Das Gewebefilter ist die zentrale Komponente der Rauchgasreinigung, denn neben der
Staubabscheidung dient es zugleich als Reaktor des Trockensorptionsverfahrens, mit dem
sich die Emissionen an Halogenwasserstoffen, Schwermetallen und Dioxinen weit unter die
bestehenden Grenzwerte vermindern lassen. Diese Schadstoffe, die insbesondere bei der
Altholzverbrennung relevant sind, lassen sich durch physikalische Adsorption oder durch
chemische Reaktion an Sorbentien (Kalkhydrat und Aktivkohle) binden, die dem
Rauchgasstrom vor dem Gewebefilter zugegeben werden.
Im Schema der Abbildung 1 sind auch die Stellen gekennzeichnet, an denen Reststoffe
anfallen. Bereits in den Kesselzügen sedimentieren schwere Ascheteilchen aus der
Rauchgasströmung und sammeln sich in den Kesseltrichtern. Die Kesselasche wird in der
Regel wieder in den Brennraum zurückgeführt, da sie noch einen hohen Anteil an nicht
vollständig ausgebrannten Brennstoffteilchen aufweist. In den Zyklonen wird die gröbere
Zyklonasche abgetrennt. Die bei der Abreinigung des Gewebefilters anfallende Filterasche
ist ein Gemisch aus Flugstaub und verbrauchtem Sorptionsmittel. Zyklon- und Filterasche
werden selten separat, indes fast immer gemeinsam erfasst und in einem Flugaschesilo bis
zur Entsorgung zwischengelagert. Von qualifizierten Entsorgungsbetrieben werden die
Rückstände dann noch einer weiteren Behandlung zur Schadstofffixierung unterzogen, bevor
letztlich eine Ablagerung auf einer Deponie stattfinden kann.
1 Rohgaszusammensetzung
In der Tabelle 1 sind die Konzentrationen von relevanten Schadgasen in Rauchgasen von
Holzverbrennungsanlagen aufgeführt. Die angegebenen Werte gelten für das ungereinigte
Rauchgas (Rohgas) beim Austritt aus dem Brennraum bevor es in der
Rauchgasreinigungsanlage von Schadstoffen befreit wird. Die Art der gefeuerten
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Rohgaszusammensetzung
Holzbrennstoffe sowie die in den Holzverbrennungsanlagen eingesetzte Feuerungstechnik
hat Einfluss auf die Höhe der Emissionen. Auch die Verbrennungsbedingungen bzw. der
Betriebszustand in dem sich die Verbrennungsanlage befindet, sind Faktoren, die bestimmte
Emissionsarten beeinflussen können. Entsprechend sind in der Tabelle 1 unter dem
jeweiligen Einflussfaktor nur diejenige Emissionsarten aufgeführt, die durch diesen Faktor
auch wesentlich beeinflusst werden. Es sind typische Emissionswerte angegeben, die
aufgrund der vielen beeinflussenden Parameter grossen Schwankungen unterliegen.
Tabelle 1 Typische Werte für Schadstoffkonzentrationen im Rohgas von Holzfeuerungen.
Betriebszustand: regulärer Betrieb
[mg/Nm 3 tr.]
beim Russblasen
[mg/Nm 3 tr.]
Staub 2'500 6'000-8'000
Brennstoffart: Frischholz
[mg/Nm 3 tr.]
Altholz
[mg/Nm 3 tr.]
NOX 250 600-800
SO2 50 200
HCl 5 500
HF 0.5 20
Pb 1 10
Cd 0.01 0.1
Hg 0.01 0.3
PCDD/F 0.3 ng TE/Nm 3 2 ng/Nm 3 tr.
Feuerungstechnik: Handbeschickte
Kleinfeuerung
[mg/Nm 3 tr.]
CO 1'000 - 3'000 < 100
VOC 50 - 200 1 - 2
Grossfeuerungsanlage
mit geregelter Luftzufuhr
[mg/Nm 3 tr.]
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Rohgaszusammensetzung
1.1 Staub
Das Rohgas einer Holzfeuerung hat einen Staubgehalt von 2'000 bis 3'000 mg/Nm 3 . Die Art
des Holzbrennstoffs hat so gut wie keinen Einfluss auf die Höhe der Staubentwicklung,
entscheidender sind die Betriebsbedingungen. Wenn beispielsweise der Kessel mit
Russbläsern abgereinigt wird, kann die Staubkonzentration bis auf 6'000 mg/Nm 3 ansteigen.
Die im Rauchgas von Holzfeuerungen auftretenden Staubpartikel bestehen mehrheitlich aus
Salzen, Russ und Teeren. Salze sind die Rückstände der anorganischen Bestandteile des
Holzbrennstoffs, die bei der Verbrennung in die Gasphase transferiert werden und dort zu
Salzdämpfen (KCl, NaCl, K2SO4) reagieren. Aufgrund von Kondensation oder Resublimation
dieser Salzdämpfe kommt es schliesslich zur Bildung von anorganischen Staubpartikeln im
Rauchgas. Bei optimaler Verbrennung und hohen Temperaturen dominieren Salze die
Staubfracht.
Russ und Teere werden bei geringen Verbrennungstemperaturen aus flüchtigen organischen
Verbindungen gebildet. Primäre Teere werden bei mittleren Temperaturen durch Pyrolyse
aus dem Brennstoff freigesetzt. Diese primären Teere reagieren dann bei 700 bis 850°C zu
sekundären Teeren (Polyzyklische Aromatische Kohlenwasserstoffe, PAK). Bei der
Abkühlung der Rauchgase kondensieren die primären und sekundären Teere zu Tröpfchen
aus und bilden auf diese Weise Aerosole. Die Russbildung setzt erst bei hohen
Temperaturen ab etwa 850°C in Zonen mit Sauerstoffmangel ein, wo ausgelöst durch lokale
Flammenlöschungen aus den sekundären Teeren durch Freisetzung von Wasserstoff sich
elementarer Kohlenstoff bildet.
1.2 Stickstoffoxidemissionen
Die Stickstoffoxide NO und NO2 werden zusammen als NOX bezeichnet. Das NOX in den
Abgasen von Verbrennungsvorgängen besteht überwiegend aus Stickstoffmonoxid NO, das
dann in der Atmosphäre zu NO2 übergeht. Bei Konzentrationsangaben wird unabhängig von
der tatsächlichen Zusammensetzung des Abgases NOX als NO2 berechnet.
Es gibt drei mögliche Gasphasenreaktionen, in denen Stickstoffoxide gebildet werden
können:
� Die Bildung des thermischen NOX erfolgt durch Oxidation des Luftstickstoffs durch
Sauerstoffradikale. Die Reaktion läuft erst bei hohen Temperaturen (über 1300°C)
ausreichend schnell ab.
� Beim Prompt-NOX spielen Reaktionen zwischen den in der Verbrennungszone
vorhandenen CH-Radikalen und N2 eine entscheidende Rolle. Bei diesem
Reaktionsmechanismus werden stickstoffhaltige Zwischenprodukte gebildet,
überwiegend HCN, die dann zu NO weiteroxidiert werden.
� Die Brennstoff-NOX-Bildung, bei der im Brennstoff atomar gebundener Stickstoff in der
Flammenfront zu NO oxidiert wird.
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Rohgaszusammensetzung
Alle Arten der NO-Bildung werden bei höheren Temperaturen und längeren Verweilzeiten
der reagierenden Gase im Hochtemperaturbereich begünstigt. In den Brennräumen von
Holzfeuerungen sind die Verbrennungstemperaturen jedoch generell kleiner als 1300°C, so
dass die Bildung von thermischem NOX nicht von Bedeutung ist. Ebenso ist die Prompt-NO-
Bildung generell von untergeordneter Bedeutung. Die NOX-Emissionen aus der
Holzverbrennung sind demzufolge ausnahmslos auf den Brennstoffstickstoff zurückzuführen,
der bei der Verbrennung zunächst in Form von gasförmigem Ammoniak oder
Cyanwasserstoff freigesetzt wird, welche dann im weiteren Verlauf der Verbrennung
teilweise zu Stickoxiden oxidiert werden.
Bei der Verbrennung von Waldholz, das 0.2 bis 0.5% organisch gebundenen Stickstoff
enthält, sind Stickstoffoxidemissionen zwischen 100 und 250 mg/m 3 zu erwarten. Das
Verbrennen von stickstoffreicheren pflanzlichen Brennstoffen wie Stroh, Grass oder
Rapsschrot führt zu NOX-Werte bis 500 mg/m 3 . Bei der Verbrennung von bestimmten
Altholzsortimenten, in denen Spanplatten oder beschichtete Holzwerkstoffe mit hohen
Stickstoffgehalten zwischen 3 bis 5% enthalten sind, können die NOX-Emissionswerte bis auf
800 mg/m 3 ansteigen. Es gibt jedoch keinen linearen Zusammenhang zwischen NOX-
Emissionen und Stickstoffgehalt im Brennstoff. Mit zunehmendem Stickstoffgehalt wird ein
immer geringerer Anteil des Brennstoffstickstoffs in NOX-Emissionen überführt. Bei geringen
Stickstoffgehalten unter 0.5% werden 30 – 50% des Brennstoffstickstoffs zu Stickoxiden
umgesetzt. Beträgt der Stickstoffgehalt im Brennstoff mehr als 1%, werden davon nur noch
ca. 10% in NOX-Emissionen überführt.
1.3 Schwefeloxide
Schwefeloxide (SOX) werden bei der vollständigen Oxidation des organisch im Brennstoff
gebundenen Schwefels gebildet. Hauptsächlich entsteht dabei SO2 (> 95%), allerdings wird
bei tieferen Temperaturen auch SO3 gebildet (< 5%). Rund 60% des Brennstoffschwefel wird
zu SOX umgewandelt und somit in die Gasphase überführt. Der übrige Anteil verbleibt in der
Asche. Bei hohen SO2-Konzentrationen werden Alkalichloride bereits im Rauchgasstrom
sulfatisiert. Es bildet sich z.B. Kaliumsulfat (K2SO4), so dass eine geringe Schwefelmenge
auch in Form von flüchtigen Alkalisulfaten im Rauchgas vorhanden ist.
1.4 Chlor- und Fluorwasserstoff
Hölzer und andere Biomassen weisen unterschiedliche Chlorgehalte auf. Während Waldholz
einen sehr geringen Chlorgehalt hat, können in Einjahrespflanzen sowie im Altholz grössere
Mengen an Chlor enthalten sein. Das in den Holzbrennstoffen enthaltene Chlor wird bei der
Verbrennung zu 40 bis 95% in die Asche eingebunden, die übrigen Anteile werden gasförmig
in das Rauchgas freigesetzt, entweder in Form von Chlorwasserstoff oder als Alkali- und
Schwermetallchloride. Aus anorganischen Chlorsalzen kann wiederum Chlorwasserstoff
durch Thermohydrolyse freigesetzt werden. Bei chlororganischen Verbindungen wird bei
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Rohgaszusammensetzung
erhöhter Temperatur (bei PVC z.B. ab 150°C) Chlorwasserstoff direkt aus dem Molekül
abgespalten. So reicht ein PVC-Anteil im Brennstoff von weniger als 0.1% bereits aus, um im
Abgas den LRV-Emissionswert für Chlorwasserstoff von 30 mg/m 3 zu überschreiten.
Fluorverbindungen sind im naturbelassenen Holz nur im Spurenbereich zu finden.
Wesentliche Fluoreinträge sind bei bestimmten Holzschutzmitteln zu erwarten. Durch
Thermohydrolyse wird aus den anorganischen Fluorsalzen ein Teil des Halogens als
Fluorwasserstoff freigesetzt. Fluororganische Kunststoffe sind bei Holzabfällen
bedeutungslos.
1.5 Kohlenmonoxidemissionen
Kohlenmonoxid lässt sich im Abgas von Holzfeuerungen stets nachweisen. Erhöhte CO-
Konzentrationen zeigen einen unvollständigen Verbrennungsprozess infolge
Sauerstoffmangels oder zu niedrigen Verbrennungstemperaturen an. Handbeschickte
Holzfeuerungen haben wegen unzulänglicher Luftregelung zum Teil recht hohe CO-
Emissionswerte. In Grossfeuerungsanlagen, die mit einer kontinuierlichen
Brennstoffbeschickung sowie mit einer gestuften und geregelten Luftzufuhr ausgestattet
sind, lassen sich die CO-Emissionen auf Werte unter 100 mg/Nm 3 vermindern.
1.6 VOC-Emissionen
Unter dem Sammelbegriff VOC (Volatile Organic Compounds) verbirgt sich eine Vielzahl von
flüchtigen Kohlenwasserstoffverbindungen, die Zwischenprodukte des
Verbrennungsvorgangs sind. Sie entstehen in sauerstoffarmen Bereichen der Flamme und
haben im Abgas eine gewisse Beständigkeit. Die dominierenden VOC's sind C1-, C2- und C6-
Verbindungen. Wesentliche C1-Verbindungen sind Methan und Formaldehyd, bei den C2-
Verbindungen handelt es sich hauptsächlich um Ethan, Ethen und Acetaldehyd. Die C1- und
C2-VOC's machen etwa 70 bis 80% der Gesamtmasse an organischen Verbindungen aus.
Die wichtigsten C6-Verbindungen sind Benzol und Toluol, wobei das Benzol einen Anteil
zwischen 5 und 10% an der Gesamtmasse der VOC-Kohlenwasserstoffe hat.
Wie schon beim CO ist auch das Auftreten von VOC's im Rauchgas ein Hinweis auf eine
unvollständige Verbrennung. Hohe VOC-Konzentrationen verursachen zudem
Geruchsemissionen. Niedrige Kohlenwasserstoffemissionen sind daher bei der
Holzverbrennung besonders wichtig, um eine Belästigung durch geruchsintensive Abgase zu
vermeiden. In gut konstruierten Feuerungsanlagen, in denen alle Ausbrandbedingungen
optimal umgesetzt sind (3-T-Regel: Temperature, Time, Turbulence), liegen die
Emissionswerte für Kohlenwasserstoffe häufig im Bereich der Nachweisgrenze (1 bis 2
mg/m 3 ).
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Rohgaszusammensetzung
1.7 Schwermetalle
In allen Biomassebrennstoffen sind Spuren von Schwermetallen enthalten, wobei Kupfer,
Blei, Cadmium und Quecksilber am relevantesten sind. Die meisten Schwermetalle werden
bei der Holzverbrennung zum grössten Teil mit der Schlacke ausgetragen. Ein anderer Teil
ist an Staubpartikeln gebunden. Eine wirkungsvolle Entstaubung ist somit gleichzeitig auch
eine wirkungsvolle Schwermetallabscheidung. Eine Ausnahme bildet das leichtflüchtige
Quecksilber, das durch den Verbrennungsprozess quantitativ ins Rauchgas gelangt und
teilweise auch nicht an die Staubemissionen gekoppelt ist. Wenn daher quecksilberhaltiges
Altholz nicht ausgeschlossen werden kann, muss in der Rauchgasreinigung neben einer
sehr effektiven Staubabscheidung auch eine adsorptive Stufe zur Verhinderung von
Quecksilberemissionen vorhanden sein. Gasförmiges Quecksilber kann mittels Aktivkohle
bzw. Herdofenkoks quantitativ aus dem Rauchgas entfernt werden.
1.8 Polychlorierte Dioxine und Furane
Dioxine können in kleinsten Mengen in fast allen Rauchgasen der Holzverbrennung
nachgewiesen werden. Polychlorierte Dibenzo-Dioxine (PCDD) und Dibenzofurane (PCDF)
sind eine Gruppe hochtoxischer Verbindungen, deren Grundkörper aus zwei aromatischen
Ringen besteht, die durch ein bzw. zwei Sauerstoffbrücken miteinander verbunden sind. Die
Chloratome können an insgesamt acht Positionen an die Ringe gebunden sein, so dass eine
grosse Anzahl an Stellungsisomeren möglichen ist (75 PCDD, 135 PCDF). Die Toxizität
jeder Verbindung wird mit einem Gewichtungsfaktor (Äquivalent) bewertet. Für das 2,3,7,8-
PCDD (sog. Seveso-Gift) wurde das Äquivalent "Eins" festgelegt. Mit der Summe der
Wichtung erhält man das sogenannte Toxizitätsäquivalent (TE).
Abbildung 2 Strukturformeln der polychlorierten Dibenzofurane (PCDF) und Dibenzodioxine (PCDD) mit
Zahl der möglich Isomeren.
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Rohgaszusammensetzung
Die Dioxine gelangen in der Regel nicht aufgrund einer Brennstoffverunreinigung in das
Rauchgas einer Holzfeuerung. Die Ursache für Dioxinemissionen ist vielmehr eine De-Novo-
Synthese, bei der es unter bestimmten Bedingungen in der Feuerungsanlage zu
Neubildungen von Dioxinen kommen kann. Voraussetzung für die De-Novo-Synthese sind
die Anwesenheit von Chlor und von bestimmten Vorläuferverbindungen (Präkursoren) sowie
ein Temperaturfenster zwischen etwa 180 und 500°C. Bei Temperaturen oberhalb von
500°C werden Dioxine in Gegenwart von Sauerstoff oxidativ zerstört. Die entscheidenden
Präkursoren für die Dioxinbildung sind bestimmte höherkettige Kohlenwasserstoffe, z.B. PAK
oder chlorierte Aromaten wie das Pentachlorphenol (PCP), welches über viele Jahre ein
gebräuchliches Holzschutzmittel war.
Untersuchungen haben gezeigt, dass ein erhöhter Brennstoff-Chlorgehalt bei einer
optimierten Verbrennungsführung keine signifikanten Auswirkungen auf die Bildung von
PCDD/F hat. Insofern muss die Verbrennung von chlorhaltigen Biomassebrennstoffen
(einjährige Pflanzen, Althölzer) nicht von vornherein höhere PCDD/F-Emissionen zur Folge
haben. Viel entscheidender für die beim Abkühlen der Rauchgase stattfindende De-Novo-
Synthese ist die Anwesenheit der Präkursoren. Wenn diese im Rauchgas vermieden
werden, z.B. durch die Einhaltung einer Mindestverbrennungstemperatur und einer
Mindestverweilzeit der Rauchgase im Feuerraum, kann die Neubildung von PCDD/F
drastisch reduziert werden. Eine moderne Feuerungsleistungsregelung, die heutzutage in
allen Grossfeuerungsanlagen eingesetzt wird und mit deren Hilfe die Feuerungsführung
optimiert und der Ausbrand der Rauchgase deutlich verbessert werden kann, ist daher eine
äusserst wirksame Massnahme zur Verhinderung von Dioxinemissionen. In Verbindung
einer Abscheidung der Restdioxingehalte an Aktivkohlen gelingt es, den PCDD/F-Grenzwert
um den Faktor 30 zu unterschreiten.
2 Emissionsgrenzwerte und faktische Emissionsdaten
In der Schweiz wurde vom Gesetzgeber die Luftreinhalte-Verordnung (LRV) und in
Deutschland die 17. Bundes-Immissionsschutz-Verordnung (17. BImSchV) erlassen. In
Tabelle 2 sind die Emissionsgrenzwerte aufgeführt, die in beiden Ländern für
Altholzverbrennungsanlagen gültig sind. Die angegebenen Konzentrationen beziehen sich
jeweils auf Tagesmittelwerte und werden auf einen Sauerstoffgehalt von 11% und auf das
Volumen des Abgases im Normzustand (0°C, 1013 mbar) nach Abzug des Feuchtegehaltes
(trocken) umgerechnet.
Beim Vergleich der beiden Verordnungen fällt auf, dass es nur wenige Übereinstimmungen
gibt. Identisch sind in beiden Ländern lediglich die Grenzwerte für Staub und SOX, ansonsten
kennt die 17. BImSchV durchweg strengere Grenzwerte. Eine Ausnahme gibt es bezüglich
der NOX-Emissionen, wo in der Schweiz ein schärferer Grenzwert von 150 mg/Nm 3
verordnet ist gegenüber 200 mg/Nm 3 nach der 17. BImSchV. In der Schweiz werden bei
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Emissionsgrenzwerte und faktische Emissionsdaten
Neuanlagen in den Genehmigungen jedoch mittlerweile NOX-Grenzwerte von 100 mg/Nm 3 ,
vereinzelt sogar 80 mg/Nm 3 gefordert. Ein hochwirksames Entstickungsverfahren ist daher
unabdingbarer Bestandteil eines Holzkraftwerks.
Tabelle 2 Schweizerische und deutsche Emissionsgrenzwerte für Altholzverbrennungsanlagen
Schadstoffe LRV
Tagesmittelwert
[mg/Nm 3 ]
17. BImSchV
Tagesmittelwert
[mg/Nm 3 ]
Gesamtstaub 10 10
CO 250 50
NOX (als NO2) 150 200
SOX (als SO2) 50 50
NH3 30 k.A.
VOC 50 10
HCl 30 10
HF 5 1
Summe Pb und Zn 5 0.5*
Hg 0.2 0.03
Cadmium 0.1 0.05 (Cd+Tl)
Dioxine/Furane k.A. 0.1 [ng/Nm 3 ]
*(Summe der Schwermetalle Sb, As, Pb, Cr, Co, Cu, Mn, Ni, V, Sn)
Die deutlichsten Unterschiede zwischen LRV und 17. BImSchV bestehen bei den
Parametern NH3 und PCDD/F. Für Ammoniak ist nach LRV ein Grenzwert von 30 mg/Nm 3
einzuhalten, während die 17. BImSchV keinen Grenzwert für Ammoniak kennt. Andererseits
fehlt in der schweizerischen LRV ein Dioxin-Grenzwert. In Deutschland wurde Anfang der
90er Jahre die 17. BImSchV mit einem PCDD/F-Grenzwert von 0.1 ng TE/Nm 3 beschlossen,
der ab Ende 1996 auch für Altanlagen galt. Jedoch wird in einigen Kantonen von den
Lufthygieneämtern ein Dioxin-Grenzwert verordnet, der sich an der deutschen Verordnung
anlehnt.
Abgesehen von den gesetzlichen Emissionsgrenzwerten werden in fast allen
Holzverbrennungsanlagen zum Teil deutlich niedrigere Emissionswerte erreicht. Hiervon
ausgenommen ist in der Regel der NOX-Wert. In der Tabelle 3 sind die Resultate von
Emissionsmessungen am schweizerischen Holzkraftwerk in Domat/Ems und am deutschen
Biomasseheizkraftwerk Flohr in Neuwied gezeigt. Die beiden Holzkraftwerke haben mit 38
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Emissionsgrenzwerte und faktische Emissionsdaten
MW (Domat/Ems) bzw. 30 MW (Neuwied) ähnliche Feuerungswärmeleistungen. Die in
beiden Anlagen eingesetzten Holzbrennstoffe sind jedoch völlig verschieden. Während im
Block III des Holzkraftwerks Domat/Ems zum Zeitpunkt der Messung nur Waldfrischholz
gefeuert wurde, wurde beim Biomasse-Heizkraftwerk Flohr eine reine Altholzmischung aus
75% AI/AII-Holz und 25% AIII/AIV-Holz eingesetzt.
Tabelle 3 Emissionsmessungen am Block III des Holzkraftwerks in Domat/Ems und am
Biomasseheizkraftwerk Flohr in Neuwied. Für Block III sind Mittelwerte über sieben Stunden und für Flohr
sind die Jahresmittelwerte für 2007 angegeben. Alle Messwerte sind auf 11% O2 bezogen.
Parameter Domat/Ems Block III
Waldholz
[mg/m 3 ]
BHKW Flohr 1
Altholz AI-AIV
[mg/m 3 ]
Staub 0.6 0.32
Blei und Zink < 0.09 0.08
Quecksilber < 0.002 0.00027
Cadmium < 0.004 0.0011
SO2 0.7 0.57
NOX 74 121.13
HCl 0.07 3.39
HF < 0.04 0
NH3 12 0.32
VOC 3 0.05
CO 73 23.33
Dioxine/Furane als TEQ 0.03 ng/m 3 0.002 ng/m 3
In beiden Anlagen ist zur Stickoxidreduktion eine SNCR-Anlage mit einer Eindüsung von
Harnstoff und zur weitergehenden Rauchgasreinigung das Trockensorptionsverfahren mit
Zugabe von Kalkhydrat als Absorbens installiert. In Domat/Ems war die SNCR-Anlage zum
Zeitpunkt der Messung in Betrieb, was man auch an dem im Vergleich zur Anlage Flohr
deutlich höheren NH3-Wert ablesen kann. Andererseits ist der sehr niedrige NH3-Wert, der
an der Kesselanlage Flohr gemessen wurde, ein Indiz dafür, dass die SNCR-Anlage bei der
Messung ausser Betrieb war. In Flohr hat sich gezeigt, dass die Stickoxidemissionen
feuerungstechnisch bereits so weit reduziert werden können, dass kurz nach der
1 Andries Adema et.al.: Trockene Abgasreinigung für Grossdampferzeuger, Biomasse- und
Müllverbrennungsanlagen unter Einsatz von Kalkhydrat und Natriumbicarbonat, VGB PowerTech 1/2
(2009) Seite 81-87
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Emissionsgrenzwerte und faktische Emissionsdaten
Inbetriebnahme die SNCR-Anlage ausser Betrieb genommen wurde. Der in Tabelle 3 für das
BHKW Flohr genannte NOX-Wert stellt demzufolge die Emissionen ohne SNCR-Betrieb dar.
Dass es gelingt, ohne Nachbehandlung der Abgase einen mittleren Stickoxidgehalt von 121
mg/Nm 3 bei der Verbrennung von Altholz zu erreichen, ist ein schönes Beispiel dafür, wie es
möglich ist, mit einer modernen Feuerungsleistungsregelung einen homogenen,
emissionsarmen Verbrennungsprozess zu realisieren.
Schliesslich sollen noch die Resultate der Staubmessungen herausgestellt werden, die den
Gesamtstaubgehalt wiedergeben. Durch die effektive Staubabscheidung in Gewebefiltern
gelingt es, den niedrigen Staubgrenzwert der LRV und der 17. BImSchV in Höhe von 10
mg/Nm 3 um den Faktor 17 bis 31 zu unterschreiten. Von besonderem Interesse ist auch,
welcher Anteil des Gesamtstaubgehalts als Feinstaub mit einer Partikelgrösse unter 10 �m
(PM10) bzw. unter 2.5 �m (PM2.5) emittiert wird. Untersuchungen zur Grössenverteilung der
Staubpartikel haben gezeigt, dass nur ca. 10% des Gesamtstaubgehaltes eine
Partikelgrösse unter 10 �m hat und somit als Feinstaub (PM10) zu deklarieren ist.
Holzkraftwerke sind daher keine relevante Quelle für Feinstaub. Die wesentlichen
Verursacher von Feinstaub sind der Strassenverkehr, industrielle Produktionsprozesse und
Kleinfeuerungen, die meist ohne leistungsfähige Filter zur Staubabscheidung ausgestattet
sind. Die in Holzkraftwerken und Abfallverbrennungsanlagen eingesetzte hocheffektive
Entstaubungstechnik kann sogar dazu führen, dass die Feinstaubgehalte im Rauchgas einer
Abfallverbrennungsanlage geringer sind als die angesaugte Verbrennungsluft. Dies
jedenfalls haben Untersuchungen des Anlagenbauers Von Roll und der Universität Zürich für
die KVA Hinwil ergeben (Abbildung 3).
Abbildung 3 Reingaswerte der KEZO (Kehrichtverwertung Zürcher Oberland) 2 .
2 Brunner, M.: Trends und Highlights der thermischen Abfallbehandlung in Europa.
Vortragsmanuskript, Tagung "Energie aus Abfall", 01.02.2007
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Stickoxidminderung
3 Stickoxidminderung
In Holzkraftwerken wird zur Stickoxidminderung hauptsächlich das Verfahren der selektiven
nicht-katalytischen Reduktion (SNCR) eingesetzt. Bei dieser Methode werden die Stickoxide
bereits in den Kesselzügen abgebaut, indem ein Reduktionsmittel in den heissen
Rauchgasstrom eingedüst wird, welches NO zu elementarem Stickstoff reduziert. Für den
grosstechnischen Einsatz haben sich Ammoniakwasser und Harnstofflösungen als
Reduktionsmittel durchgesetzt. Die Reaktionen mit Ammoniak bzw. Harnstoff verlaufen
gemäss den folgenden Brutto-Reaktionsgleichungen, die sich aus zahlreichen
Einzelreaktionen zusammensetzen:
3.1 Ammoniak als Reduktionsmittel
Ammoniak reagiert nicht direkt mit NO-Molekülen, da die Reaktivität von Ammoniak dafür zu
gering ist. Die Umsetzung kann erst erfolgen, nachdem in einem ersten Reaktionsschritt in
Gegenwart von OH-Radikalen ein NH2-Radikal aus dem Ammoniak gebildet wurde.
Erst in einem zweiten Reaktionsschritt ist ausgehend vom NH2-Radikal eine Reduktion des
NO unter Bildung von Stickstoff und Wasserdampf möglich.
In Konkurrenz zur gewünschten Reaktion des NH2-Radikals mit NO steht dessen
Weiteroxidation, die schliesslich zu unerwünschtem "de novo NO" führt. Welcher
Reaktionspfad überwiegend beschritten wird, hängt vom Angebot an oxidierenden OH- und
O-Radikalen ab. Einerseits wird eine gewisse Mindestkonzentration an OH- und O-Radikalen
benötigt, um eine ausreichende Reaktionsgeschwindigkeit für die Bildung des NH2-Radikals
zu erzielen. Andererseits ist eine zu hohe Konzentration von Nachteil, denn die NH2-Radikale
werden dann zu NO oxidiert, anstatt bereits vorliegendes NO abzubauen. Für eine effektive
NOX-Minderung durch die SNCR-Reaktion ist daher eine optimale Konzentration an OH- und
O-Radikalen von entscheidender Bedeutung. Da die benötigten OH- und O-Radikale
vorwiegend durch thermischen Zerfall von O2 oder H2O-Molekülen in der Gasphase erzeugt
werden, wird deren Konzentration in erster Linie durch die Gastemperatur bestimmt. Anstelle
einer optimalen Radikalenkonzentration kann daher auch ein optimales Temperaturfenster
angegeben werden, in welchem hinreichende Entstickungsgrade möglich sind.
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Stickoxidminderung
Abbildung 4 SNCR mit Ammoniak. NOX-Umsatz als Funktion der Temperatur und als Parameter, 10%
H2O und 4% O2. 3
In Abbildung 4 ist der NOX-Umsatz in Abhängigkeit der Temperatur dargestellt. Die vier
Kurvenverläufe unterscheiden sich durch den stöchiometrischen Faktor , durch den
beschrieben wird, wie viele Mole an reduzierendem Stickstoff in Form von Ammoniak oder
Harnstoff pro Mole Stickoxid dem Rauchgas zugegeben worden sind. Anhand der
Kurvenverläufe wird deutlich, wie stark die SNCR-Reaktion von der Temperatur beeinflusst
wird. Ein hoher NO-Umsatz wird in einem Temperaturfenster von etwa 900 bis 1000°C
erreicht. Optimale Bedingungen für die Reduktion von NO mit NH3 herrschen bei 950°C. Zu
den Rändern des optimalen Temperaturfensters hin nimmt der Wirkungsgrad des SNCR-
Verfahrens stark ab. Bei zu hohen Temperaturen steigt die Radikalenkonzentration so weit
an, dass in zunehmendem Masse Ammoniak zu NO oxidiert wird und für die SNCR-Reaktion
nicht mehr zur Verfügung steht. Bei Temperaturen unterhalb von 900°C ist die
Reaktionsgeschwindigkeit so gering, dass nicht umgesetztes NH3 aus dem optimalen
Temperaturbereich des Prozesses ausgetragen wird. Das ausgetragene NH3 wird zu einem
gewissen Teil emittiert (Ammoniakschlupf), zum überwiegenden Teil jedoch bei niedrigen
Temperaturen in nachgeschalteten Anlagenteilen der Rauchgasreinigung in Form von
Ammoniumsalzen wieder abgeschieden wird, was zu Sekundärproblemen in diesen
Anlagenteilen führen kann.
3.2 Harnstoff als Reduktionsmittel
Neben Ammoniak ist Harnstoff ein sehr beliebtes Reduktionsmittel für das SNCR-Verfahren.
Anstatt Ammoniakwasser wird eine Harnstofflösung in das Rauchgas gesprüht. Die
harnstoffhaltigen Wassertropfen verdampfen und der Harnstoff wird in einem ersten
Reaktionsschritt zu Ammoniak (NH3) und Isocyansäure (HNCO) zersetzt. Die thermische
Zersetzung des Harnstoff findet in einem Temperaturbereich von 200 bis 450°C statt.
3 M. Koebel, M. Elsener: Entstickung von Abgasen nach dem SNCR-Verfahren: Ammoniak oder
Harnstoff als Reduktionsmittel. Chem.-Ing.-Tech. 64 (1992) Nr. 10, S. 934-937
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 13

Stickoxidminderung
Die beim Primärzerfall gebildete Isocyansäure wird anschiessend bei Anwesenheit von
Wasser zu Ammoniak und Kohlendioxid hydrolysiert. Die Hydrolyse der Isocyansäure läuft in
der Wasserphase spontan ab. In der Gasphase jedoch kann die Isocyansäure auch bei
Anwesenheit von Wasserdampf bis zu Temperaturen von 700-1000°C für mehrere
Sekunden stabil sein.
Aus beiden Reaktionsgleichungen ergibt sich die Bruttoumsatzgleichung für die
Thermohydrolyse des Harnstoffs:
Abbildung 5 SNCR mit Harnstoff. NOX-Umsatz als Funktion der Temperatur und als Parameter, 10%
H2O und 4% O2.
Abbildung 5 zeigt den Entstickungsgrad der Harnstoff-SNCR als Funktion der
Reaktionstemperatur für verschiedene -Werte. Im Vergleich zu Ammoniak liegt für Harnstoff
das optimale Temperaturfenster um ca. 50°C höher, d.h. ein maximaler Entstickungsgrad
kann mit Harnstoff zwischen 950 – 1050°C erreicht werden, wobei die Optimaltemperatur bei
etwa 1000°C liegt. Bei identischem stöchiometrischem Faktor ist aber der erreichbare
Entstickungsgrad deutlich niedriger als bei Ammoniak (z.B. 87% statt 94% bei = 1.2).
Während der Ammoniak-Anteil gemäss den oben aufgeführten klassischen SNCR-
Reaktionen weiterreagiert, ermöglicht die parallel entstehende Isocyansäure zusätzliche
Reaktionen. Dabei fällt speziell eine mögliche Lachgasbildung gemäss dem folgenden
Reaktionsmechanismus ins Gewicht:
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 14

Stickoxidminderung
Diese Reaktionsmöglichkeit ist für das SNCR-Entstickungsverfahren nachteilig. Koebel et.
al. 4 haben anhand von Experimenten mit einer Laborapparatur gezeigt, dass bei
Verwendung von Harnstoff anstatt Ammoniak als SNCR-Reduktionsmittel
Lachgaskonzentrationen bis 130 ppm auftreten können (siehe Abbildung 6).
Abbildung 6 SNCR mit Harnstoff bei =1.2, 10% H2O und 4% O2.
3.3 Einfluss der Gaszusammensetzung
Auf die SNCR-Reaktionen hat Kohlenmonoxid einen entscheidenden Einfluss, da dessen
Oxidation, die nur langsam und daher über die gesamte Länge der Brennkammer erfolgt, mit
einem Anstieg an OH- und O-Radikalen verbunden ist. Zunächst werden bei der CO-
Oxidation zwar OH-Radikale aufgebraucht,
anschliessend werden jedoch in mehreren Kettenverzweigungsreaktionen neue gebildet:
In Abhängigkeit von der CO-Konzentration wurde eine Verschiebung des
Temperaturfensters um 50°C (bei ca. 1000 ppm CO), 100°C (bei 0.5 % CO) bzw. 250°C (bei
2% CO) zu niedrigeren Temperaturen hin beobachtet. Daher kann auch in Wirbelschicht-
feuerungen das SNCR-Verfahren eingesetzt werden, obwohl die Temperaturen mit 850 bis
900°C eigentlich viel zu niedrig für gute NOX-Reduktionsraten sind. Denn die in einer
Wirbelschicht herrschenden hohen CO-Konzentrationen bewirken eine Verschiebung des
wirksamen Temperaturfenster nach unten. Das Reduktionsmittel wird in diesem Fall direkt
über dem Wirbelbett eingedüst, wo die Nachverbrennung von CO noch nicht abgeschlossen
ist.
4 M. Koebel, M. Elsener: Entstickung von Abgasen nach dem SNCR-Verfahren: Ammoniak oder
Harnstoff als Reduktionsmittel. Chem.-Ing.-Tech. 64 (1992) Nr. 10, S. 934-937
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 15

Stickoxidminderung
Damit die SNCR-Reaktion starten kann, wird eine Mindestkonzentration an Sauerstoff
benötigt, um ausreichend OH- und O-Radikale zur Verfügung zu stellen. Andererseits nimmt
der Wirkungsgrad der SNCR-Reaktion ab, wenn die Sauerstoffkonzentration ein gewisses
Optimum überschreitet. Bei einem Anstieg der O2-Konzentration von 1 - 2% auf 10% wurde
beispielsweise im Temperaturfenster zwischen 800°C und 1050°C eine Abnahme des
SNCR-Wirkungsgrades um 15 - 20 Prozentpunkte beobachtet. Dies ist auf die Oxidation des
Reduktionsmittels zu NO zurückzuführen. Als optimale O2-Konzentration werden je nach
Temperatur und CO-Konzentration Werte zwischen 20 ppm und 5% angegeben.
3.4 Einfluss der Einmischung
Entscheidend für eine hohe NOX-Minderungsrate ist eine möglichst schnelle und vollständige
Einmischung des Reduktionsmittels in das stickoxidbeladene Abgas bei der optimalen
Temperatur. Dazu werden Lanzen eingesetzt, über die das Reduktionsmittel an mehreren
Stellen des Strömungsquerschnitts fein verdüst aufgegeben wird.
Die Schwierigkeit besteht nun darin, dass sich nur bedingt Stellen im Prozess finden lassen,
an denen das Reduktionsmittel bei der optimalen Temperatur von 950°C zugegeben werden
kann. Zudem ist die Verweilzeit des Reduktionsmittels im optimalen Temperaturfenster sehr
kurz. Für den vollständigen Ablauf der SNCR-Reaktion sind Verweilzeiten zwischen 0.15
Sekunden bei 950°C und 0.3 bis 0.5 Sekunden bei 850°C bzw. 750°C erforderlich. Stehen
diese Verweilzeiten nicht zur Verfügung, ist der Reduktionsmittelumsatz unvollständig, und
der nicht umgesetzte Anteil wird aus der Reaktionszone ausgetragen.
Neben der Verteilung und der Vermischung im Rauchgas ist ein weiterer relevanter
Parameter die Tropfengrösse des Reduktionsmittels. Zu kleine Tropfen würden zu schnell
verdampfen und möglicherweise in einem zu hohen Temperaturbereich oder zu nahe an den
kälteren Kesselwänden reagieren. Bei zu grossen Tropfen wäre die Verdampfung zu
langsam, so dass die Reaktionen im niedrigen Temperaturbereich oder sogar ausserhalb
des Temperaturfensters sattfinden würden. Beides hat negative Auswirkungen auf die NOX-
Abscheidung und führt zu einem erhöhten NH3-Schlupf.
Bei der Verwendung von Ammoniakwasser dampft das Ammoniak unmittelbar nach dem
Einsprühen in das Rauchgas aus. Um zu verhindern, dass Ammoniak in der Nähe der kalten
Kesselwände freigesetzt wird, muss mit einer grossen Luft- bzw. Dampfmenge eine hohe
Eindringtiefe in den Feuerraum erreicht werden. Hingegen ist für die Eindüsung von
Harnstofflösung in das Rauchgas ein geringerer Energieaufwand ausreichend, da die NOX-
Abscheidung sowieso erst nach einer gewissen Wegstrecke stattfindet. Denn um reagieren
zu können, muss der Harnstoff zuerst zersetzt werden, und die Zersetzung kann erst
stattfinden, wenn die Harnstofftröpfchen komplett verdampft sind. Harnstoff reagiert also sehr
viel träger als Ammoniakwasser.
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 16

Stickoxidminderung
3.5 Anlagentechnik
Das Schema der Abbildung 7 zeigt die Komponenten einer typischen SNCR-Anlage. Diese
besteht im Wesentlichen aus einem Reduktionsmittellager, einem Misch- und Messmodul,
dem Rohrleistungssystem und den Eindüslanzen, die mit Druckluft betrieben werden. Mit
Hilfe von Pumpen wird das Reduktionsmittel vom Lagertank zum Misch- und Messmodul
gefördert. Im Falle von Harnstoff können dazu kostengünstige Tauchpumpen eingesetzt
werden. Zum Pumpen von Ammoniakwasser muss hingegen wegen der Explosionsgefahr
eine separate Pumpenstation errichtet werden. Im Misch- und Messmodul erfolgt die
Mischung von Reduktionsmittel und Verdünnungswasser, sowie die Aufteilung dieses
Gemisches und der Luft auf die einzelnen Lanzenabgänge.
Abbildung 7 Wesentliche Komponenten einer SNCR-Standardanlage. 5
Im Rauchgas werden die NOX-Konzentration und die Temperaturen im oberen Kesselbereich
und in der Kesseldecke gemessen. Zur Temperaturmessung werden standardmässig
Thermoelemente verwendet. Zur Verteilung des Reduktionsmittels in das optimale
Temperaturfenster haben sich zwei Eindüsebenen bewährt, die abhängig von der gemittelten
Kesseldeckentemperatur umgeschaltet werden. Die Kosten für die SNCR-Anlage werden
dabei hauptsächlich durch die Anzahl der Eindüspunkte bestimmt.
Ein wesentlicher Bestandteil einer SNCR-Anlage ist das Reduktionsmittellager, wobei den
erforderlichen Sicherheitsvorkehrungen und Umweltschutzvorschriften besondere Beachtung
geschenkt werden muss. Aus genehmigungsrechtlichen Gründen hat sich Ammoniakwasser
5 Energie aus Abfall, Band 7, TK Verlag Karl Thomé Kozmiensky (2010)
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 17

Stickoxidminderung
mit einer Konzentration knapp unter 25% als optimal erwiesen. Harnstoff wird in einer
wässrigen Lösung mit einer Konzentration von 40 bis 45% eingesetzt.
Sowohl Harnstofflösung als auch Ammoniakwasser sind wassergefährdend. Für die
Lagerung sind daher doppelwandige Behälter oder Behälter in Auffangwannen
vorgeschrieben. Bei der Aufstellung im Freien werden die Behälter zudem beheizt und
isoliert.
Abbildung 8 Lagerbehälter für Ammoniakwasser mit Pumpenstation 6
Die sicherheitstechnische Ausstattung der Tanklager unterscheidet sich erheblich, je
nachdem ob Harnstofflösung oder Ammoniakwasser gelagert werden soll. Ammoniak ist ein
giftiges und leicht brennbares Gas mit einem MAK-Wert von 50 ppm und einer
Zündtemperatur in Luft von 630°C. Die Gefährlichkeit entsteht dadurch, dass bereits bei
einer Temperatur von 38°C ein Ammoniak-Partialdruck von 1 bar erreicht wird. Daher
werden an die Abfüllung und Lagerung von Ammoniakwasser umfangreichere
Sicherheitsvorschriften gestellt als dies bei Harnstofflösung der Fall ist. Beispielsweise ist die
Entladung von Strassentankwagen mittels Druckluft, die von bordeigenen Kompressoren
erzeugt wird, im Falle von Ammoniakwasser nicht zulässig, da das verdrängte Gasvolumen
aus den Lagertanks über eine Gaspendelleitung in den Tank des Lieferfahrzeugs
zurückgeleitet werden muss. Dafür braucht es entsprechende Entladearme und Pumpen. Zu
den weiteren Sicherheitsvorkehrungen für die NH3-Lagertanks gehören eine Gaswarnanlage
(Ammoniaksensoren), ein Notabschaltsystem, beleuchtete Windrichtungsanzeiger,
6 Energie aus Abfall, Band 4, TK Verlag Karl Thomé Kozmiensky (2008)
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 18

Stickoxidminderung
Flammensperren am Überdruck- und Unterdruckventil, Notdusche, Augendusche und
Einrichtungen zum Niederschlagen von NH3-Dämpfen bei Leckagen. Und die elektrischen
Anlagen sind explosionsgeschützt auszuführen.
Abbildung 9 Lagertank für Harnstofflösung 7
Die meisten dieser Sicherheitsvorkehrungen sind für Harnstofflagertanks nicht nötig, da bei
der Befüllung oder auch im Falle eine Behälterschadens keine gefährlichen Gase in die
Umgebung entweichen können. Denn im Gegensatz zu Ammoniakwasser können
Harnstofflösungen bis 106°C erwärmt werden, ohne dass Ammoniakgas entweicht. Und die
Zersetzung von Harnstoff in Ammoniak und Kohlendioxid beginnt erst bei 130°C und erreicht
ein Maximum bei etwa 380°C. Temperaturen, die bei der Lagerung nicht erreicht werden
können.
Der zusätzliche Planungs- und Genehmigungsaufwand und die genannten
Zusatzeinrichtungen erhöhen die Kosten für ein Ammoniakwasser-Tanklager im Vergleich zu
Harnstofftanklagern erheblich.
7 Energie aus Abfall Band 4 TK Verlag Karl Thomé Kozmiensky (2008)
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Stickoxidminderung
Die Investitionskosten für eine SNCR-Anlage, die für einen trockenen
Rauchgasvolumenstrom von 80'000 Nm 3 /h und NOX-Reingaswerte < 100 mg/Nm 3 ausgelegt
ist, betragen je nach gewähltem Konzept zwischen 200'000 € und 500'000 €. Die geringeren
Investitionskosten werden erzielt, wenn Harnstoff als Reduktionsmittel eingesetzt wird. Die
mit Ammoniak betriebenen Anlagen führen zu höheren Kosten. SNCR-Anlagen der neuesten
Generation mit akustischer Temperaturmessung und aufwendigen Eindüssystemen sind
etwa doppelt so hoch in den Investitionskosten wie herkömmliche SNCR-Anlagen. Im
Vergleich dazu betragen die Investitionskosten für eine katalytische DeNOX-Anlage mit 2.5
Mio. € rund das Fünffache einer herkömmlichen SNCR-Anlage. Zudem sind die
Betriebskosten einer katalytischen DeNOX-Anlage erheblich höher, weil infolge der höheren
Gebläseleistung zur Überwindung des höheren Druckverlustes in den zusätzlichen
Wärmeübertragern und dem Katalysator der Stromverbrauch steigt und außerdem für die
Wiederaufheizung der Rauchgase Erdgas benötigt wird.
3.6 Akustische Temperaturmessung
Mit einem SNCR-Standardsystem können NOX-Grenzwerte von 120 bis 150 mg/Nm 3 bei
einem NH3-Schlupf von 10 bis 15 mg/Nm 3 verlässlich eingehalten werden. Unter günstigen
Betriebsbedingungen, wie sie bei der Verbrennung homogener Brennstoffe und konstanter
Kessellast vorzufinden sind, sind mit diesem Konzept auch NOX-Reingaswerte unter 100
mg/Nm 3 mit einem moderaten NH3-Schlupf möglich.
Zur Erreichung von tieferen NOX-Reingaswerten reicht das Standardsystem nicht mehr aus.
Um die NOX-Konzentrationen weiter zu reduzieren, muss unter allen vorherrschenden
Betriebsbedingungen von jeder Lanze aus über den gesamten Kesselquerschnitt in das
optimale Temperaturfenster eingedüst werden, das nur etwa 50 Kelvin umfasst. Infolge von
ständig wechselnder Zusammensetzung des Brennstoffgemisches und bedingt durch den
bei zunehmender Reisezeit zunehmenden und ungleichmässigen Verschmutzungsgrad der
Heizflächen sind jedoch starke Schwankungen der Feuerraumtemperatur und
Temperaturschieflagen von bis zu 150 Kelvin durchaus die Regel.
Eine messtechnische Erfassung von vertikalen Temperaturprofilen bzw. horizontalen
Temperaturschieflagen ist mit Thermoelementen nicht möglich. Thermoelemente haben den
Nachteil, dass die aus dem Feuerraum und von den Kesselwänden abgestrahlte Wärme den
Messwert beeinflusst, wodurch Differenzen zu den tatsächlichen Rauchgastemperaturen von
60 bis 100 K auftreten können. Zudem bilden sich auf den Thermoelementen mit
fortschreitender Reisezeit Ablagerungen, die je nach Stärke zunehmend isolierend wirken,
was zur Folge hat, dass die tatsächlichen Temperaturen erst mit einer deutlichen
Zeitverzögerung von mehreren Minuten im Prozessleitsystem vorliegen.
Eine messtechnische Erfassung von Temperaturprofilen über den gesamten
Feuerraumquerschnitt ist hingegen mit akustischen Gastemperaturmesssystemen machbar.
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 20

Stickoxidminderung
Das in Echtzeit gemessene Temperaturprofil kann in Sektionen aufgeteilt und einzelnen
Lanzen oder Lanzengruppen zugeordnet werden, die dann abhängig von der gemessenen
Rauchgastemperatur umgeschaltet werden können. Hierdurch wird sichergestellt, dass das
Reduktionsmittel auch bei schnell wechselnden Rauchgastemperaturen an die Stellen
gelangt, wo der NOX-Umsatz am höchsten und der NH3-Schlupf am niedrigsten ist.
Abbildung 10 Prinzipieller Aufbau eines akustischen Gastemperaturmesssystems 8
In Abbildung 10 ist der Aufbau eines akustischen Temperaturmesssystems gezeigt. Das
System besteht aus einer Sender- und Empfängereinheit und einer externen Steuereinheit.
Bei der Messung sendet der Sender akustische Signale durch den Feuerraum, deren
Schalllaufzeiten an der Sender- und Empfängerseite zeitgleich aufgezeichnet werden. Da die
Wegstrecke bekannt ist, erhält man die Schallgeschwindigkeit, die in eine Temperatur, die
sogenannten Pfadtemperatur umgerechnet wird. Mit mehreren kombiniert wirkenden
Sender/Empfängereinheiten in einer Ebene kann dann eine zweidimensionale
Temperaturverteilung ermittelt werden.
Mit Hilfe der akustischen Temperaturmessung können NOX-Reingaswerte unter 100 mg/Nm 3
bei einem NH3-Schlupf von weniger als 10 mg/Nm 3 dauerhaft eingehalten werden. Teilweise
sind sogar NOX-Reingaswerte von 70 mg/Nm 3 bei einem NH3-Schlupf von kleiner 8 mg/Nm 3
erreichbar, die bislang nur mit katalytischen Entstickungsverfahren möglich waren.
8 Energie aus Abfall Band 4 TK Verlag Karl Thomé Kozmiensky (2008)
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 21

Zyklonabscheider
4 Zyklonabscheider
Zur Abscheidung der groben Flugasche und insbesondere von aus den Kesselzügen
mitgerissenen, noch glimmenden Holzpartikeln werden Zyklonabscheider verwendet, die
sich wegen des einfachen Aufbaus und der grossen Betriebssicherheit in Holzkraftwerken
bewährt haben. In Abbildung 11 ist die Funktionsweise und der schematische Aufbau eines
Zyklons dargestellt.
Abbildung 11 Zyklonschema 9
Der Zyklon besteht aus einem zylindrischen Einlaufbereich mit drallerzeugender Geometrie,
einem konischen Abscheideraum, einem Tauchrohr und einem Staubsammelbehälter. In der
durch den tangentialen Strömungseinlass erzeugten Wirbelströmung wirken auf die Partikeln
hohe Zentrifugalkräfte. Diese Kräfte sind massenproportional, so dass insbesondere die
grossen Partikeln zur Aussenwand transportiert werden, während kleine Partikeln mit der
Strömung zum Tauchrohr mitgerissen werden. In Abhängigkeit der Staubbeladung des
Gases werden die ausgeschleuderten Partikeln entweder in spiralförmigen Bahnen, die die
Zyklonwand entlang laufen, oder in breiten Strähnen, die auch die gesamte
Zyklonmantelfläche bedecken können, zum Staubsammelbehälter ausgetragen. Das
gereinigte Gas wird über das Tauchrohr nach oben aus dem Zyklon abgesaugt.
9 Friedrich Löffler: Staubabscheiden, Georg Thieme Verlag, 1988
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 22

Zyklonabscheider
Der Entstaubungsgrad eines Zyklons hängt von der Korngrösse, der Partikeldichte und der
Zyklongeometrie ab. Einen wesentlichen Einfluss hat auch der Volumenstrom, mit dem sich
die Gasgeschwindigkeit und der Druckverlust des Zyklons ändert. Bei einer geringeren
Strömungsgeschwindigkeit vermindert sich auch die nach aussen gerichtete Zentrifugalkraft,
die die Partikelabscheidung bewirkt, was insbesondere bei Teillastbetrieb einen schlechteren
Entstaubungsgrad zur Folge hat. Um eine gleichbleibend hohe Abscheideleistung auch bei
veränderlichen Strömungsverhältnissen zu erreichen, wird der Rauchgasstrom oftmals auf
mehrere kleine, parallel geschaltete Zyklone, sogenannte Multizyklone, aufgeteilt. Ein
Multizyklon für einen Abgasvolumenstrom von 700'000 m 3 /h besteht beispielsweise aus 31 x
24 einzelnen Zyklonen mit einem Durchmesser von ca. 240 mm, die in einem Gehäuse
installiert sind. In Abbildung 12 ist ein Multizyklon veranschaulicht. Das Abgas wird durch
eine entsprechend ausgelegte Kammer auf die einzelnen Zyklone verteilt. Die gereinigte Luft
gelangt jeweils über das Tauchrohr in eine obere Ausgangskammer und wird von dort durch
einen Abluftkanal abgeführt. Der zentrifugierte Staub fällt aus den Zyklonen in einen unteren
Auffangbehälter.
Abbildung 12 Schema eines Multizyklons
Mit Zyklonen können Partikel ab einer Grösse von ca. 10 �m zu 90% abgeschieden werden.
Da aber ca. 10% der Flugascheteilchen kleiner als 10 �m sind, verbleibt dennoch nach der
Zyklonentstaubung noch ein relativ hoher Reststaubgehalt zwischen 100 und 150 mg/Nm 3 .
Zyklonabscheider eignen sich somit nicht zum Abreinigen von Feinstaub. Werden
Reingasstaubgehalte deutlich unter 100 mg/Nm 3 gefordert, muss auf andere
Entstaubungssysteme zurückgegriffen werden. Üblicherweise werden nach der Zyklon-
Vorabscheidung Gewebefilter zur Feinstaubabscheidung eingesetzt.
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 23

Gewebefilter
5 Gewebefilter
Zur Entstaubung der Rauchgase aus Altholzfeuerungen werden vorwiegend Gewebefilter
eingesetzt, weil nur damit der geforderte Staubemissionsgrenzwert von 10 mg/Nm 3 sicher
eingehalten werden kann, denn mit Gewebefiltern können Reingaskonzentrationen von 1-10
mg/Nm 3 erreicht werden. Zudem ist der hohe Abscheidegrad unabhängig vom
Gasvolumenstrom, d.h. unabhängig vom Lastzustand der Anlage. Für den Einsatz eines
Gewebefilters spricht weiterhin die Möglichkeit, durch Sorptionsmittelzugabe auch weitere
Schadstoffe zu entfernen.
Abbildung 13 Gewebefilter
In Abbildung 13 ist die klassische Bauform einer Gewebefilteranlage in
Mehrkammerbauweise dargestellt. Das Rohgas wird von unten in das Filtergehäuse
eingeleitet, in dem zahlreiche Filterelemente aufgehängt sind. Je nach Form der
eingesetzten Filterelemente unterscheidet man zwischen Schlauchfilter, Taschenfilter und
Patronenfilter. In den Rauchgasreinigungsanlagen von Holzkraftwerken haben Schlauchfilter
mit Druckstossabreinigung eine starke Verbreitung gefunden. Bei dieser Filterbauart ist das
Filterelement ein zylindrischer Schlauch, der von aussen nach innen durchströmt wird. Die
Filterschläuche sind deshalb über Stützkörbe gezogen (siehe Abbildung 14). Ein
Schlauchfilter zur Reinigung von 144'000 Bm 3 Rauchgas pro Stunde hat 900 Schläuche mit
5 Metern Länge.
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 24

Gewebefilter
Zuerst werden die Staubteilchen im Inneren des Filtermediums abgeschieden. Mit
zunehmender Filtrationszeit baut sich dann auf seiner Oberfläche eine Staubschicht auf.
Dieser Staubkuchen ist die eigentliche, hochwirksame Filterschicht, die die
Partikelabscheidung entscheidend verbessert. Da mit zunehmender Staubkuchendicke auch
der Strömungswiderstand zunimmt, müssen die Filterelemente in regelmässigen Abständen
mit Druckluft abgereinigt werden. Zur Entfernung der anhaftenden Staubschicht wird für
kurze Zeit ein Spülgasstrom mit hohem Druck von oben in den Schlauch eingeleitet. Je nach
Abreinigungssystem werden die Schläuche entweder einzeln oder in Reihen abgereinigt. Der
gesamte Abreinigungsvorgang dauert ca. 100-200 Millisekunden, währenddessen ein
Abschalten der Rohgaszufuhr nicht erforderlich ist. Es stehen deshalb für die Filtration immer
nahezu 100% der Filterfläche zur Verfügung. Der für die Abreinigung benötigte
Druckluftstoss wird dadurch erzeugt, dass der mit Schallgeschwindigkeit aus einer Düse
austretende Treibstrahl Sekundärluft aus der Umgebung mitreisst und dadurch das 4-6 fache
der Primärluft in den Filterschlauch fördert. Der mit hohem Druck in den Schlauch
eintretende Luftstrahl bewirkt ein schnelles Aufblähen des Filterschlauchs und eine Umkehr
der Strömungsrichtung, wodurch der anhaftende Staub abgelöst und in die Filtertrichter
abgeworfen wird (siehe Abbildung 14).
Abbildung 14 Filtrationsvorgang am Filterschlauch (links) und Abreinigung eines Filterschlauchs mittels
Druckluftimpuls (rechts)
Als Filtermedium werden neben Geweben vorwiegend nichtgewebte Filze und Vliese aus
synthetischen Materialen eingesetzt. Die Filtermaterialien haben eine unterschiedliche
Beständigkeit gegenüber Temperatur und aggresiven Medien. Besonders gefährdet sind die
Filterschläuche durch Funkenflug und durch Temperaturen über dem zulässigen
Maximalwert. Ein Gewebefilter muss daher mit einem Zyklon wirkungsvoll vor Funkenflug
geschützt werden. Die Filterschläuche sind als Verschleissteile anzusehen, die nach 8'000
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 25

Gewebefilter
bis 20'000 Betriebsstunden entsprechend einer Lebensdauer von 1 bis 3 Jahre erneuert
werden müssen. Die Mehrkammerbauweise ermöglicht nun den Austausch der
Filterschläuche im laufenden Betrieb. Für den Austausch wird jeweils eine Kammer mittels
einer Klappe von der Rohgaszufuhr abgesperrt.
Eine weitere Beeinträchtigung des Filterbetriebs geht auch von bestimmten Flugaschen aus,
die latent hydraulisch oder hygroskopisch sind. Diese können mit Wasser zu klebrigen oder
festen Hydratationsprodukten reagieren. Die Kondensation von Feuchtigkeit auf den
Filterschläuchen ist daher unbedingt zu vermeiden, denn dadurch kann der Filterkuchen
derart verkleben oder sich verfestigen, dass er anschliessend nicht mehr abreinigbar ist.
Grundsätzlich wird daher ein Gewebefilter im Trichterbereich mit einer elektrischen
Widerstandsheizung ausgestattet, um Taupunktunterschreitungen und dadurch entstehende
Anbackungen zu verhindern.
6 Trockensorptionsverfahren
Bei der Verbrennung von Altholz kommt es zur Freisetzung von sauren Gaskomponenten
wie Chlorwasserstoff (HCl), Schwefeloxiden (SO2/SO3) und in einigen Fällen auch
Fluorwasserstoff (HF). Darüber hinaus können bei der Verbrennung von besonders
belasteten Hölzern auch Schwermetalle (Hg, Pb, Zn) freigesetzt und Dioxine sowie Furane
(PCDD/DF) gebildet werden. Zur Entfernung dieser gasförmigen Schadstoffe aus den
Rauchgasen werden Trockensorptionsverfahren eingesetzt. Dabei wird vor dem
Schlauchfilter im Temperaturbereich von 130 – 180°C ein pulverförmiges Sorptionsmittel in
den Rauchgasstrom eingeblasen, das die genannten Schadstoffe über Chemiesorption und
Adsorption an sich binden kann. Das beladene Sorptionsmittel wird schliesslich zusammen
mit dem Staub in einem Schlauchfilter abgeschieden. Bereits in der Flugphase wird ein Teil
der Schadgase vom Sorptionsmittel aufgenommen, die chemischen Reaktionen zwischen
dem Sorptionsmittel und den Schadgase finden jedoch vorwiegend auf den Filterschläuchen
in dem sich aufbauenden Filterkuchen statt. Bei der Abreinigung des Gewebefilters wird
dann das mit den Schadgasen beladene Sorptionsmittel zusammen mit dem Flugstaub
ausgetragen und in einem Flugaschesilo bis zur weiteren Entsorgung zwischengelagert.
Die Wirksamkeit der Sorbentien ist sehr spezifisch für eine bestimmte Schadstoffart. Das
saure HCl kann sehr gut mit basischem Kalkhydrat (Ca(OH)2) chemisch gebunden werden,
während Dioxine und Furane besser an Aktivkohle oder Herdofenkoks (HOK) adsorbiert
werden können. Zur Abscheidung sowohl von ionischem als auch von elementarem
Quecksilber können auch spezielle, sulfidisch geimpfte Tonminerale eingesetzt werden. In
der Regel werden verschiedene Sorbentien in Form von Additivmischungen verwendet.
Gebräuchlich sind zum Beispiel Mischungen aus Kalkhydrat und 3 bis 5 Gew.-%
Herdofenkoks. Andere Mischungen enthalten neben dem Kalkproduktanteil, der teilweise
aus Ca(OH)2 und CaO bestehen kann, ein sulfidisch dotiertes Tonmineralgemisch.
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 26

Trockensorptionsverfahren
Abbildung 15 Trockensorptionsverfahren
In Abbildung 15 ist ein Anlagenfliessbild des Trockensorptionsverfahrens dargestellt. Im
Einzelnen besteht die Anlage aus einem Sorptionsmittelsilo (Additivsilo), einer Dosier- und
Injektionseinrichtung, mit der das Sorptionsmittel nach dem Zyklon direkt in den
Rauchgaskanal eingeblasen wird, einem aus mehreren Kammern aufgebauten Gewebefilter
und aus einem Flugaschesilo mit Fördereinrichtung. Darüber hinaus wird eine
Druckluftanlage zum Betrieb der Filter-Abreinigungsanlage und des Flugaschesilos benötigt.
Bei der in Abbildung 15 dargestellten Anlagentechnik wird quasi der Rauchgaskanal als
Reaktionsraum genutzt, wobei die Verweilzeit im Gasstrom ca. 2 Sekunden betragen sollte.
Jedoch ist die Ausnützung des Sorptionsmittels bei dieser einfachen Anlagentechnik nicht
optimal, was insbesondere bei hohen Schadstoffkonzentrationen einen hohen Verbrauch an
Sorptionsmittel zur Folge hat. Dieser kann reduziert werden, wenn es gelingt, die
Schadstoffbeladung des Sorbens zu erhöhen. Sehr wirksam ist in dieser Hinsicht eine
mehrmalige Rezirkulation des Sorptionsmittels mit einer gleichzeitigen Verlängerung der
Flugstromphase. In Abbildung 16 ist ein Anlagenaufbau gezeigt, in dem entsprechende
Massnahmen zur Erreichung dieser Verfahrensmerkmale umgesetzt sind. Vor dem
Gewebefilter befindet sich ein Reaktor, mit dem die Reaktionszeit für die Gas-
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 27

Trockensorptionsverfahren
Feststoffreaktion gezielt verlängert werden kann. Durch entsprechende Einbauten kann
zudem Turbulenz erzeugt werden, um die Reaktionswahrscheinlichkeit zwischen den
Gaskomponenten und den Sorbenspartikeln zu erhöhen. Aus der im Gewebefilter
abgereinigten, sorptionsmittelhaltigen Flugasche wird ein Teilstrom entnommen und
zusammen mit frischem Sorptionsmittel dem Flugstromreaktor aufgegeben. Die
Rezirkulatmenge, die im Umlauf ist, beträgt rund das 3-5-fache der zugegebenen
Sorbensmenge.
Bei der Auslegung des Gewebefilters als Sorptionsfilter ist darauf zu achten, dass mit einer
gleichmässigen Beaufschlagung der einzelnen Filterelemente und mit einer guten
Filteranströmung der Aufbau eines ausreichenden Filterkuchens für eine optimierte
Abscheidung sichergestellt ist. Die Rückstände aus dem Trockensorptionsverfahren werden
entweder nach einer Stabilisierung auf Schlackendeponien verbracht, teilweise findet auch
eine Entsorgung in Untertagedeponien statt.
Abbildung 16 Trockensorptionsverfahren mit Wirbelschichtabsorber und Rezirkulation des
Sorptionsmittels
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 28

Trockensorptionsverfahren
6.1 Verfahren mit Kalkhydrat
Zur Neutralisation der säurebildenden Schadstoffe werden in der Regel Kalkhydrate
(Ca(OH)2) eingesetzt. An den Oberflächen der Kalkhydratpartikeln reagieren die gasförmigen
Schadstoffe gemäss den folgenden Reaktionsgleichungen:
Die Reaktivität der betreffenden Schadgaskomponenten gegenüber Kalkhydrat lässt sich wie
folgt einteilen:
SO3 > HF >> HCl >> SO2 > CO2
SO3 und HF haben eine so hohe Affinität zu Ca(OH)2, dass eine nahezu augenblickliche
Abscheidung zu den entsprechenden Reaktionsprodukten abläuft. Etwas schwächer ist die
Reaktivität von HCl. Die Reaktion des SO2 mit Kalkhydrat verläuft am langsamsten. Am Ende
der Selektivitätsreihe steht die Absorption von CO2, die zur Bildung von Calciumcarbonat
führt. Diese Reaktion ist unerwünscht, da das gebildete CaCO3 nur im geringen Umfang mit
den sauren Schadgasen reagieren kann und im trockenen Zustand relativ inert ist.
Für die Gas-Feststoffreaktion muss eine grosse Oberfläche zur Verfügung stehen, damit
eine hohe Beladung der Partikeloberfläche mit Schadstoffen erzielt werden kann. Während
herkömmliches Weisskalkhydrat üblicherweise eine spezifische Oberfläche zwischen 18 und
23 m 2 /g besitzt, weisen hochreaktive Kalkhydrate eine spezifische BET-Oberfläche von mehr
als 40 m 2 /g auf. Bei geringen HCl-Konzentrationen insbesondere in den Rauchgasen der
Holzverbrennung lassen sich günstige Stöchiometrien auch durch die Verwendung
oberflächenreicher Kalkhydrate erreichen.
Neben der spezifischen Oberfläche der Kalkhydratpartikeln wird die Abscheideleistung des
Trockensorptionsverfahrens auch stark von der relativen Rauchgasfeuchte beeinflusst. Die
gasförmigen Schadstoffe sind alle mehr oder weniger in Wasser löslich und damit
absorbierbar. Der stets vorhandene Wasserdampf im Rauchgas bildet eine Hydrathülle um
die Kalkhydratpartikeln, welche den Stoffübergang von der Gasphase zur Partikeloberfläche
begünstigt. Die Absorption der Gase HCl, HF und SO2 verläuft dadurch sehr viel schneller
als der Vorgang der Adsorption auf der Oberfläche von Trockenkristalliten. Durch eine
Erhöhung der relativen Rauchgasfeuchte kann die Reaktionskinetik ausserordentlich
gesteigert werden. Das Kalkhydrat sollte daher in einen Bereich des Rauchgasweges
eingeblasen werden, wo die Rauchgasfeuchte hoch ist. Durch eine geeignete
Prozessführung kann der Rauchgasstrom auch abgekühlt werden, so dass der Taupunkt
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 29

Trockensorptionsverfahren
unterschritten wird und eine Kondensation des Wasserdampfs stattfinden kann. Eine
Reagenzeindüsung in diesem Bereich bewirkt dann, dass die eingedüsten
Kalkhydratpartikeln als Kondensationskeime wirken können und dadurch schnell
Hydrathüllen ausgebildet werden. Die relative Rauchgasfeuchte kann des Weiteren durch
Eindüsung von Wasser oder von Sattdampf angehoben werden. Während Wasser direkt in
den Rauchgasstrom eingedüst wird, erfolgt die Dampfeindüsung direkt in den relativ kühlen
Förderluftstrom synchron mit der Sorbenseindüsung. Werden derartige Massnahmen zur
Verbesserung der Reaktionsbedingungen umgesetzt, spricht man von einer konditionierten
Trockensorption.
Auch die chemischen Eigenschaften der Reaktionsprodukte beeinflussen die Ausbildung
einer Hydrathülle. Beispielsweise hat das Calciumchlorid, das aus der Reaktion zwischen
HCl und Ca(OH)2 entsteht, stark hygroskopische Eigenschaften. In dem für die konditionierte
Trockensorption üblichen Temperaturbereich von 130 bis 150°C liegt es als Dihydrat vor.
Insofern kann die Anwesenheit von Chlorwasserstoff im Rauchgas die Abscheidung von
anderen Schadgasen wegen der Bildung von CaCl2 sogar verbessern. Dieser Effekt konnte
insbesondere bei der Abscheidung von Schwefeldioxid beobachtet werden.
Für den Betreiber eines Holzkraftwerks ist der jährliche Bedarf an Sorptionsmittel von
grossem Interesse, da sich sowohl die Beschaffung aber auch die Entsorgung des
Sorptionsmittels in den Betriebskosten niederschlägt. Der stöchiometrische Faktor, der den
erforderlichen Überschuss an Sorptionsmittel bezogen auf die Schadgaskonzentration im
Rohgas angibt, ist meist wegen fehlender Rohgasdaten nur wenig hilfreich. Zielführender für
den Betreiber einer Anlage ist eine Information zum Sorbensbedarf im Verhältnis zur
Brennstoffmenge. Aus den Betriebsdaten von 26 Holzkraftwerken mit einem jährlichen
Brennstoffbedarf von insgesamt ca. 2 Mio. Tonnen Holz wurde der Bedarf an Sorptionsmittel
in Kilogramm pro Tonne Holz ermittelt 10 . Es wurden sowohl Holzkraftwerke mit Rost- als
auch mit Wirbelschichtfeuerung ausgewertet, deren Trockensorptionsanlagen mit
herkömmlichem aber auch mit reaktivem Kalkhydrat betrieben wurden. Das Ergebnis dieser
Erhebung ist in Abbildung 17 veranschaulicht. Es stellte sich heraus, dass bei Einsatz von
Altholz der Qualität AI/AII generell ein niedrigerer Sorbensbedarf notwendig ist als bei
Einsatz von AI–AIV-Holz. Auch die Streuung der Werte war bei den mit AI/AII-Holz
gefeuerten Anlagen weitaus geringer, was auf den gleichmässigeren und geringeren
Schadstoffeintrag zurückgeführt wurde. Bei Rostfeuerungen, die mit Altholz der Qualität AI –
AIV gefeuert werden, lag der Kalkhydratverbrauch im Mittel bei 9.2 kg pro Tonne Holz. Die
Verbrauchsdaten der einzelnen Anlagen streuten jedoch sehr stark. Durch den Einsatz von
reaktivem Kalkhydrat konnte im Mittel der untersuchten Anlagen der Verbrauch bis auf 4.8
kg/t Holz beträchtlich reduziert werden.
10 D. Walter, M. Sindram: Rauchgasreinigung an Biomassekraftwerken – ein trockenes Thema.
Rheinkalk GmbH, Wülfrath
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 30

Trockensorptionsverfahren
Spezifischer Sorbensbedarf [kg/t Holz]
Bei den Wirbelschichtffeuerungen lag der Kalkhydratverbrauch im Mittel bei 6.5 kg/t wenn
herkömmliches und bei 3.8 kg/t wenn reaktives Kalkhydrat verwendet wurde. Bedingt durch
die Direkteinbindung von SO2 im Wirbelbett sind die Emissionen einer Wirbelschichtfeuerung
tiefer und somit auch der Kalkhydratverbrauch im Vergleich zur Rostfeuerung geringer.
14
12
10
8
6
4
2
0
herk.
Kalkhydrat
Rostfeuerung
AI - AII Holz
reaktives
Kalkhydrat
herk.
Kalkhydrat
Abbildung 17 Spezifischer Sorbensbedarf des Trockensorptionsverfahrens mit herkömmlichem und
reaktivem Kalkhydrat mit grösserer spezifischer Oberfläche
In vielen Anlagen werden Kalk-Kohle-Mischungen zur Einhaltung aller Grenzwerte
eingesetzt. Dem Kalkprodukt werden dazu zwischen 2 bis 5% HOK oder Aktivkohle
beigemischt. Der Kohlebedarf liegt in diesen Fällen üblicherweise im Bereich von ca. 10-30
mg/Nm 3 . Hieraus ergeben sich sehr geringe Zugabemengen von 0.07 bis 0.11 kg/t Holz
(entsprechend ca. 10 bis 17 t/a bei 150'000 t/a Holzdurchsatz).
Mit einstufigen konditionierten Trockensorptionsverfahren kann bei Verwendung von
Normalkalkhydrat selbst bei hohen HCl-Rohgaskonzentrationen von 1500 mg/m 3 und 600
mg/m 3 SO2, wie sie beispielsweise bei Müllverbrennungsanlagen vorkommen können, der
HCl-Emissionsgrenzwert der 17. BImSchV (10 mg/Nm 3 ) eingehalten werden. Mit einer
Überdosierung bis zur doppelten stöchiometrisch erforderlichen Kalkmenge kann die HCl-
Reingaskonzentration sogar bis unter 5 mg/Nm 3 reduziert werden. Die einstufigen
Trockensorptionsverfahren stossen erst an ihre Leistungsgrenze, und zwar sowohl in
technischer als auch in wirtschaftlicher Hinsicht, sollten HCl-Rohgaskonzentrationen von
mehr als 2'500 mg/Nm 3 als Dauerlast auftreten. Bei derart hohen HCl-Konzentrationen ist die
Kombination von einem trockenen und nassen Verfahren oder ein rein nasses Verfahren
günstiger. Ebenso würde die Halbierung des HCl-Grenzwertes auf < 5 mg/m 3 in jedem Fall
ein mehrstufiges Verfahren erforderlich machen.
Rostfeuerung
AI - AIV Holz
reaktives
Kalkhydrat
herk.
Kalkhydrat
Wirbelschicht
AI - AIV Holz
reaktives
Kalkhydrat
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Trockensorptionsverfahren
6.2 Verfahren mit Natriumhydrogencarbonat
Der Einsatz von Kalkhydrat setzt eine ausreichend hohe Rauchgasfeuchte voraus. Mit der
Verwendung von Natriumhydrogencarbonat (NaHCO3) als Sorptionsmittel lässt sich ein
Trockensorptionsverfahren realisieren, das von der Rauchgasfeuchte unabhängig ist. Denn
Natriumhydrogencarbonat zersetzt sich bei Temperaturen von mehr als 140°C zu
Natriumcarbonat (Na2CO3), Kohlendioxid (CO2) und Wasserdampf (H2O).
Die Reaktivität des Natriumhydrogencarbonats entsteht erst durch die Abspaltung von
Kohlendioxid und Wasser. Daher muss sichergestellt werden, dass die Zerfallsreaktion zum
Natriumcarbonat mit hohem Umsatz stattfindet. Das Gewebefilter wird daher üblicherweise
bei 180°C betrieben und die Dosierstelle wird mit ausreichendem Abstand davor angeordnet,
so dass die Verweilzeit im Rauchgasstrom mindestens 2 Sekunden beträgt. Die CO2- und
H2O-Moleküle hinterlassen Lücken bzw. Löcher im Natriumcarbonat, so dass hierdurch ein
Partikelkorn mit einer hohen spezifischen Oberfläche entsteht. Das frisch erzeugte
Natriumcarbonat ist deshalb reaktiver als das normale Kalkhydrat. Trotzdem wird für eine
effektive Schadgasabscheidung das körnige Natriumhydrogencarbonat vor der Dosierung in
Sichtermühlen fein aufgemahlen, um über eine grosse Oberfläche die Reaktivität
herbeizuführen.
Schwefeldioxid, Chlor- und Fluorwasserstoff reagieren mit Natriumcarbonat gemäss den
folgenden Reaktionsgleichungen zu Natriumsulfit, Natriumsulfat, Natriumchlorid und
Natriumfluorid. Bei der Reaktion von Natriumcarbonat mit SO2 entsteht etwa ein Drittel
Natriumsulfit und zwei Drittel Natriumsulfat.
Die Reaktivität der betreffenden Schadgaskomponenten gegenüber Natriumcarbonat lässt
sich wie folgt einteilen:
SO3 > HCl > SO2 >> HF > CO2
Aus den Reaktionsgleichungen ist ersichtlich, dass Natriumhydrogencarbonat im Gegensatz
zu Kalkhydrat nur mit einem Chloridion reagiert. Ebenso werden bei der Reaktion mit SO2
zwei Teile Natriumhydrogencarbonat benötigt aber nur ein Teil Kalkhydrat. Aus den
Stoffmengenbilanzen können die Massen berechnet werden. Dementsprechend beträgt der
Absorbensverbrauch zur Abscheidung von 1 kg Chlorid bei stöchiometrischer Umsetzung
nur 1.04 kg Calciumhydroxid, aber 2.37 kg Natriumhydrogencarbonat. Für die Reaktion mit 1
kg SO2 sind 1.16 kg Calciumhydroxid, aber 2.63 kg Natriumhydrogencarbonat erforderlich.
Dr.-Ing. Markus Franz | Rauchgasreinigung 32

Trockensorptionsverfahren
Die stöchiometrische Einsatzmenge an NaHCO3 für die Abscheidung einer Tonne Chlorid ist
also wesentlich höher als diejenige von Ca(OH)2.
Für eine effektive Schadgasabscheidung müssen die Absorbensmengen jedoch
überstöchiometrisch dosiert werden. Beim Einsatz von NaHCO3 ist etwa das 1.2-fache der
stöchiometrischen Menge erforderlich, bei Einsatz von Ca(OH)2 beträgt der erforderliche
Überschuss etwa 1.6 – 2.0. Trotz der geringeren Überdosierung ist aber in Anbetracht der
ungünstigeren Stöchiometrie die tatsächliche spezifische Einsatzmenge des NaHCO3 im
Vergleich zu Ca(OH)2 erheblich höher.
Tabelle 4 Vergleich der Sorptionsmittel des Trockensorptionsverfahrens
Einsatz-
temperatur
Stöchio-
metrisches
Verhältnis
Erforderliche
Sorbensmenge
zur Abscheidung
einer Tonne Chlorid
Reststofffaktor
Ca(OH)2 140°C 1.6 1.66 t 1.6 - 1.7
NaHCO3 180°C 1.2 2.84 t 0.75 - 0.8
Zu berücksichtigen ist auch der Reststoffanfall. In dieser Hinsicht hat das NaHCO3-System
einen Vorteil, denn dessen gasförmige Zersetzungsprodukte CO2 und H2O werden an den
Rauchgasstrom abgegeben, sodass die Reagenzmasse insgesamt abnimmt. Dadurch
verringert sich die anfallende Reststoffmenge im Vergleich zur Trockensorption mit
Kalkhydrat um nahezu 50%. Wie der Tabelle 4 entnommen werden kann, beträgt der
Reststofffaktor bei NaHCO3 nur ca. 0.75 - 0.8, während beim Kalkeinsatz mit einem
Reststofffaktor von ca. 1.6 - 1.7 gerechnet werden muss. Wenn jedoch die insgesamt höhere
Einsatzmenge des Natriumhydrogencarbonats berücksichtigt wird, fallen in Relation zum
Kalkeinsatz nur etwa 20% weniger Reststoffe an.
Mit welchem Sorptionsmittel ist nun das Trockensorptionsverfahren wirtschaftlicher zu
betreiben? Obwohl Anlagen für den Betrieb mit Natriumhydrogencarbonat ohne Rezirkulation
etwas einfacher aufgebaut sind, da die Abscheideleistung damit nur sehr wenig gesteigert
werden kann, und obwohl bei Verwendung von NaHCO3 infolge der CO2-Freisetzung
weniger Reststoffe anfallen, ist der Einsatz von Kalkhydrat meist wirtschaftlicher. Denn für
die Wirtschaftlichkeit der Verfahren sind letztlich die Beschaffungskosten der Sorptionsmittel
ausschlaggebend. Diesbezüglich muss jedoch konstatiert werden, dass der Preis des
Natriumhydrogencarbonats fast dreimal so hoch ist als der Preis des Kalkhydrats, was auch
darauf zurückgeführt werden kann, dass es nur wenige Lieferanten für
Natriumhydrogencarbonat gibt.
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