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Regenbogenfabrik Berlin-Kreuzberg

Das Quartier der heutigen „Regenbogenfabrik“ im Bereich der Lausitzer Straße 22 in 10999 Berlin Kreuzberg entstand um ca. 1875. Dabei wurden innerstädtische Wohnbebauungen gemischt mit gewerblicher Nutzung errichtet. Die 5-geschossigen Wohngebäude mit Unterkellerung sind in den sandigen Schichten unterhalb eines Torfhorizontes gegründet. Des Weiteren entstanden Nebengebäude unterschiedlichster Art, die teils unterkellert und ebenfalls in den Sandschichten gegründet sind. Die historische Recherche ergab, dass bis ca. 1920 im Hofbereich des ca. 1.500 m² großen Grundstücks im Herzen von Berlin Kreuzberg ein Sägewerk betrieben wurde. Die Umgebung von Wohnbebauung blieb bestehen. In der Zeit von 1928 bis 1978 wurde der Hof mit den angrenzenden Gebäuden als Chemische Fabrik mit angeschlossenem Chemikalienhandel genutzt. Im 2. Weltkrieg wurde der Hof und die angrenzenden Gebäude stark beschädigt. Dabei wurden gelagerte Fässer und Tanks undicht und die darin gelagerten Stoffe gelangten in den Untergrund. In den Nachkriegsjahren wurde das Gelände rekonstruiert und diverse Sanierungs-, Renovierungs- und Umbauarbeiten durchgeführt. Seit etwa der 80er Jahre dient es als Kulturzentrum „Regenbogenfabrik“ mit Kita, Begegnungsstätte, Hostel, Café und weiteren Einrichtungen. Untersuchungen des Bodens weisen im Bereich der Lausitzer Straße 22 unter einer ca. 2 m mächtigen anthropogenen Auffüllungsschicht eine ca. 1–1,3 m mächtige Schicht aus holozänen Faulschlämmen bzw. Torfen unterschiedlichen Zersetzungsgrades auf. Darunter schließen sich im Liegende bis ca. 15 m unter Geländeoberkante (GOK) Fein- und Mittelsande an. In ca. 100 m nordwestlicher Richtung im Bereich des Jugendzentrums CHIP (Reichenberger Straße 44/45 ) sind in einer Tiefe von 13 m stark schluffige Sande bzw. Schluffe unterschiedlicher Mächtigkeiten eingeschaltet, die den Aquifer in einen oberen und einen unteren Bereich trennen. Bis in die Tiefe von ca. 30 m ist anschließend mit Mittelsanden zu rechnen, welche wiederum von Sand-/Tonlagerungen im Bereich von 30–35 m unter Gelände unterlagert werden. Der Grundwasserflurabstand beträgt in Abhängigkeit von der Geländemorphologie ca. 2,5–3,0 m [ca. 32,10 m Normalhöhennull (NHN)]. Die Grundwasserfließrichtung ist nach Nordwest gerichtet und die Fließgeschwindigkeit sehr gering. Der Bereich der Regenbogenfabrik liegt außerhalb von Trinkwasserschutzzonen. In den 80er Jahren wurde ein LCKW-Schaden (LCKW = Leichtflüchtige chlorierte Kohlenwasserstoffe) im Untergrund ermittelt. Zur Gefahrenabwehr wurde unverzüglich ein Bodenaustausch der wasserungesättigten Bodenzone mit einer Tiefe von ca. 1–2 m bis zum Erreichen des Torfhorizontes vorgenommen. Im Anschluss wurde das Gelände mit sauberem Sand aufgefüllt und Wege und Grünanlagen angelegt. Dadurch wurde zunächst der Gefährdungspfad Boden – Mensch unterbrochen. In späteren detaillierten Erkundungen von 1988 bis 1989 im Auftrag des Senats von Berlin stellte sich heraus, dass die unterhalb des ausgetauschten Bodens liegende Torfschicht mit LCKW-Bodenbelastungen zwischen 200–500 mg/kg kontaminiert ist. Die Torfschicht wirkt dabei als langjährige Quelle, die die einmal aufgenommenen LCKW sehr langsam über Rückdiffusion aus dem immobilen Porenraum an das Grundwasser abgibt. Unterhalb der Torfschicht lagern relativ geringbelastete Sande. Es wurden Grundwasserbelastungen mit bis zu 260 mg/l LCKW im Bereich des Grundstücks ermittelt. Aufgrund der vorgefundenen Belastungen wurde im Zeitraum von Dezember 1990 bis Juni 1992 ein Pilotprojekt zur in-situ-Grundwassersanierung im Hydro-Airlift-Verfahren (System „Züblin“) durchgeführt und anschließend abgebrochen, da die Maßnahme zur Sanierung des Standortes aus verschiedenen Gründen nicht zielführend war. Im Zeitraum 2003 bis 2004 konnte die Grundwasserbelastung weiterhin bestätigt und der Schaden eingegrenzt werden. Zu diesem Zeitpunkt wurde der Schwerpunkt der Grundwasserbelastung unterhalb des Kellers der heutigen Regenbogenfabrik mit Konzentrationen von bis zu ca. 180.000 µg/l LCKW angetroffen. Nachrangig wurde eine Verunreinigung mit BTEX (leichtflüchtige aromatische Kohlenwasserstoffe) ermittelt. Ausgehend von der LCKW-Quelle war aufgrund der guten Lösungseigenschaften der LCKW eine Kernfahne in Richtung Nordwest im Tiefenbereich von ca. 10–30 m unter GOK mit Konzentrationen von ca. 10.000 µg/l ausgebildet. Im weiteren Grundwasserabstrom nahmen die LCKW Konzentrationen auf < 3.000 µg/l ab. Insgesamt erstreckte sich der Schaden zu diesem Zeitpunkt horizontal über eine Luftlinienstrecke von bis zu 500 m. Das Umwelt- und Naturschutzamt des Bezirkes Friedrichshain-Kreuzberg als zuständige Ordnungsbehörde forderte weitere Maßnahmen zur Gefahrenabwehr. Nach in-situ-Erkundungen im Jahr 2006 wurden 2007 weitere Grundwassermessstellen im Bereich der LCKW Fahne errichtet und auf die bekannten Schadstoffe zuzüglich der Milieuparameter hinsichtlich mikrobiologischer Abbauprozesse untersucht. Hierbei wurde festgestellt, dass ein Abbau der LCKW über die einzelnen Chlorierungsstufen bis zum unschädlichen Ethen stattfindet. Das vorhandene Mikroorganismen-Konsortium am Standort ließ die Durchführung eines mikrobiologischen Sanierungsverfahrens in Form einer reduktiven Dechlorierung durch Zugabe von Nährsubstraten (Zuckerrübenmelasse) als Vorzugsvariante bestehen. Diese Methode ist nicht nur sehr preiswert, sondern für diesen Standort auch äußerst effektiv. Zur Prüfung der großflächigen Umsetzbarkeit wurde ein Versuchsfeld für Substratinfiltrationen im Bereich des Jugendzentrums CHIP im Abstrom der Regenbogenfabrik geplant und von Oktober 2007 bis August 2008 ein 1. Feldversuch am Standort erfolgreich durchgeführt. Aufgrund der positiven Ergebnisse wurde die Maßnahme im full-scale Maßstab geplant. Es wurden 2011/2012 und 2013/2014 zusätzliche Infiltrationsgalerien errichtet, um Zuckerrübenmelasse verdünnt mit Standortwasser mittels eines Verteilersystems mit geringem Druck zu infiltrieren. Die Infiltrationsgalerien bestehen jeweils aus einer Reihe von Ober- und Unterpegeln. Der Reihenabstand der Infiltrationspunkte liegt abhängig von der baulichen Situation vor Ort zwischen ca. 3 bis 4 m. Im April 2023 wurden die bestehenden Infiltrationsgalerien um insgesamt 30 flache Infiltrationspegel erweitert. Trotz der bisherigen Sanierungserfolge wird aus der im Innenhof der Regenbogenfabrik oberflächennah vorhandenen, hoch belasteten und als Schadstoffdepot wirkenden Torfschicht weiterhin LCKW in das Grundwasser eingetragen. Aus diesem Grund wurde im Frühjahr 2023 ein Feldversuch zur Grundwasserzirkulation am Brunnen BR 13 durchgeführt mit dem Ziel, den Austrag der LCKW aus dem Torfkörper potentiell zu beschleunigen und den LCKW-Abbau somit perspektivisch zu verkürzen. Dabei wurde aus dem tiefer verfilterten Brunnen BR 13 b Grundwasser entnommen, mit Melasse versetzt und in den oberflächennah verfilterten Brunnen BR 13 a bzw. den Infiltrationspegel IP 31 reinfiltriert. Es zeigte sich im Laufe des Versuches zunächst eine signifikant höhere Mobilisation von LCKW aus der Torfschicht in das Grundwasser. Im weiteren Verlauf war eine deutliche Abnahme der LCKW-Konzentrationen und eine verstärkte Metabolisierung der höher chlorierten LCKW in Richtung der niedrig chlorierten LCKW bzw. dem harmlosen Zielabbaupodukt Ethen festzustellen. Der Feldversuch hat somit deutlich gezeigt, dass die Grundwasserzirkulation den cometaoblischen reduktiven LCKW-Abbau am Standort beschleunigen kann. Das Wirkprinzip basiert darauf, dass anaerobe Bakterien organische Substrate für ihr Wachstum benötigen. Die Energie für den Stoffwechsel unter sauerstoffarmen Bedingungen erhalten die Bakterien durch Übertragung von Reduktionsäquivalenten (H+ und e-) von Elektronenspendern auf Elektronenempfänger. Unter verschiedenen Redoxbedingungen werden durch die Bakterien die Stoffe Nitrat, Mangan, Eisen, Sulfat und Kohlendioxid als Elektronenempfänger benutzt. Dieser Prozess ist als anaerobe Atmung bekannt und wird durch die entsprechenden Bakterien auch bei der reduktiven Dechlorierung von LCKW bis hin zum unschädlichen Ethen angewandt. Hierbei sind die LCKW die Elektronenempfänger. Das Wirkprinzip des anaeroben reduktiven LCKW-Abbaus kann in den direkten und indirekten (cometabolitischen) LCKW-Abbau unterschieden werden. Es ist davon auszugehen, dass an kontaminierten Standorten jeweils beide Prozesse parallel ablaufen. Direkt anaerober Abbau von LCKW: Beim direkten anaeroben Abbau nutzen die Bakterien die LCKW als Elektronenempfänger und Wasserstoffatome als Elektronenspender. Durch den Austausch von Chloratomen mit Wasserstoffatomen gewinnen die Bakterien direkt Energie. Dieser Prozess wird als Halorespiration oder Chloratmung bezeichnet. Der für diesen Prozess benötigte Wasserstoff wird durch die Fermentierung (Gärung) von organischem Material bereitgestellt. Indirekt cometabolitischer Abbau von LCKW: Zusätzlich im Aquifer vorhandenes organisches Substrat dient abbauaktiven Bakterien als Energie- und Kohlenstofflieferant. Für den Aufschluss und Abbau des organischen Substrates produzieren die entsprechenden Bakterien Enzyme. Mit diesen Enzymen können unter anderem auch die LCKW abgebaut werden. Dieser Abbaumechanismus wird als cometabolischer Abbau von LCKW bezeichnet und steht in Konkurrenz zu anderen Elektronenempfängern wie z.B. Sulfat und Nitrat. Allgemein sind die natürlich ablaufenden Abbauprozesse stark an die jeweiligen Milieubedingungen (Redox-Verhältnisse, Verfügbarkeit von O 2 , pH-Wert) im Aquifer gebunden. Um den natürlichen am Standort stattfindenden Abbau von LCKW zu beschleunigen, wird organisches Substrat in Form von Melasse dem Grundwasser zugeführt. Häufig sind verschiedene Bakterienarten am schrittweisen mikrobiellen Abbau von LCKW beteiligt. Das Bakterium Dehalococcoides ethenogenes ist das derzeit einzig bekannte Bakterium, dass LCKW komplett vom PCE (PCE = Tetrachlorethen, auch Perchlorethen) bis zum Ethen aufspalten kann Seit Beginn der Durchführung der Melasseinfiltrationen im full-scale-Maßstab im Jahr 2011 sind bereits erste deutlich positive Entwicklungen im Bereich der einzelnen Infilltrationsgalerien zu erkennen. Im folgenden Beispiel wird hierbei die Überwachungsmessstelle MMS 5 OP der Infiltrationsgalerie 1.1 dargestellt, an der die Entwicklungen aufgezeigt werden können. Es ist deutlich zu erkennen, dass durch die Stimulation des mikrobiologischen Abbaus die Bildung von Ethen (in den Abbildungen Rosa) und ein Rückgang von VC (Vinylchlorid) und Cis 1,2 DCE (Cis-1,2-Dichlorethen) stattfindet. An anderen Messstellen im Untersuchungsgebiet, wo zum Teil noch vor der Infiltration große Mengen an hochchlorierten LCKW vorlagen, wurden diese durch die mikrobiologische Dechlorierung bereits zu niedrigchlorierten LCKW, auf dem Weg zum unschädlichen Ethen, abgebaut. Es sind zum Teil auch deutliche Reduzierungen in den Summenkonzentrationen der LCKW zu erkennen. Die seit ca. 2018 anfallenden jährlichen Kosten für die mikrobiologische Sanierung durch Zugabe von Melasse, das begleitende Grundwassermonitoring, Installation der Sanierungsinfrastruktur und ingenieurtechnische Begleitung belaufen sich auf ca. 85.000 € brutto pro Jahr.

Änderung der Kläranlage Paderborn

Zur Reinigung der Abwässer verfügt die Kläranlage über eine aerobe biologische Reinigungsstufe mit einer anaeroben Schlammbehandlung. Das anfallende Klärgas wird dem Gassystem zugeführt. Das vorhandene Gassystem besteht im Wesentlichen aus: • Gasspeicherung • Gasaufbereitung und -verwertung (AK-Filter, BHKW und Heizkesselanlage) • Gasfackel. Die Gasspeicherung erfolgt in einem 1.500 m³ fassenden Trockengasspeicher. Für die Gasaufbereitung stehen eine Gastrocknung sowie eine Aktivkohle-Filteranlage zur Verfügung. Die Aktivkohle-Filteranlage dient zur Entfernung der im Klärgas unerwünschten Bestandteile wie z.B. Siloxane. Die Gasverwertung erfolgt über drei 360 kWel BHKW-Module sowie eine Heizkesselanlage. Für Notfälle steht zudem noch eine Not-Gasfackel zur Verfügung. Die bestehenden drei BHKW-Module des Herstellers Kuntschar und Schlüter haben eine gesamte Feuerungswärmeleistung von ca. 2.842 kW und eine elektrische Dauerleistung von ca. 1.080 kW (3x 360 kWel). Die BImSch-Genehmigung der Anlage (Bescheid vom 03.03.2011) umfasst drei BHKW-Module mit einer Feuerungswärmeleistung von insgesamt 2,838 MW. Die Fahrweise der BHKW-Anlage dient vorrangig der Stromproduktion. Die beim Betrieb der BHKW-Module erzeugte elektrische Energie wird auf dem Klärwerk Paderborn selbst verbraucht; die anfallende Abwärme wird derzeit im Wesentlichen zur Beheizung der Faultürme und der vorhandenen Betriebsgebäude genutzt. - eine Erweiterung des bestehenden Gasspeichers um einen zweiten Niederdruckgaspeicher mit 1.500 m³ Nutzvolumen, - die Erneuerung der BHKW-Anlage durch eine gestaffelte Ausführung mit 3 Modulen (einmal 550 kWel und einmal 360 kWel und 250 kWel sowie die Errichtung eines Wärmespeichersystems mit einem stehenden Pufferspeicher mit 100 m³ Speichervolumen

Wasser-KW-gross-BR-2000

grosses Laufwasserkraftwerk in Brasilien inkl. THG-Emissionen! Es werden nur grosse Wasserkraftwerke („large-dams") mit geringer Stauhöhe und großen Wasservolumina am Beispiel der Amazonas-Staudämme betrachtet. Die Daten gelten für tropische Regionen von Südamerika (Brasilien-Amazonas, Venezuela) und Afrika. Es wird unterstellt, dass die Wasserkraftwerke ausschließlich zur Stromerzeugung dienen. #1 stellt ein Modell zur zeitabhängigen Bilanzierung von CO2 und Methan-Emissionen aus dem Stauwasser von Wasserkraftwerken in Amazonien vor. Voraussetzungen für die Modellbildung sind dabei die Randbedingungen: 1. Die überflutete Wasserfläche ist größtenteils mit Regenwald bestanden (428 t/ha). Geringe Freiflächen (ca. 10%) werden vernachlässigt, da die überflutete Wasserfläche selber nur mit einer vergleichbaren Genauigkeit bestimmt werden kann. 2. Die überflutete Wasserfläche kann in einen immer überfluteten Anteil mit anaeroben Zersetzungsbedingungen und eine aeroben Anteil unterteilt werden. 3. Aus der Biomasse in den anaeroben Zonen wird Methan (Fall c) mit einer geringer Rate gebildet (500 Jahre). Die Produktion von Methan kann daher als nahezu konstant betrachtet werden. 4. Die Biomasse in aeroben Zonen wird in kurzer Zeit (10 Jahre) zu CO2 umgesetzt. Es ergibt sich ein deutlicher Abfall der CO2- Emissionen innerhalb der ersten 10 Jahre. 5. Methan wird zusätzlich über Macrophytenwachstum (Fall b) und Zerfall sowie durch Methanbildung aus zugeführter Biomasse (Fall a) durch die neu geschaffene Wasserfläche/Wasservolumen erzeugt. Fearnside bezieht Besonderheiten der betrachteten Wasserkraftwerke im Amazonasbecken wie ausgeräumte Waldfläche vor und nach dem Stauen, Unterteilung des Stausees in ständig wie nur säsonal-überflutete Regionen mit ein. Aus dem Ergebnis wird allerdings deutlich, daß die daraus erwachsenen Unterschiede zwischen den vier Wasserkraftwerken vernachlässigbar sind. In erster Näherung zeigt damit sein Modell nur eine Abhängigkeit von der Wasseroberfläche. Aus den untersuchten Wasserkraftwerken können folgende spezifischen Emissionen abgeleitet werden: Emissionen Einheit Größe Methan aus a- Wasserfläche jährlich g/m2 20 b- Macrophyten jährlich g/m2 5,5 c- anaerober Abbau jährlich g/m2 20 Summe Methan jährlich g/m2 45,5 CO2 aus aeroben Abbau insgesamt kg/m2 51 CO2 aus aeroben Abbau50 Jahre Betriebszeit jährlich kg/m2 1,03 Aus dem aeroben Abbau der Biomasse wird innerhalb von ca. 10 Jahren Kohlendioxid freigesetzt. Die insgesamt freigesetzte Menge wird über eine Betriebszeit von 50 Jahren gemittelt. Für große Wasserkraftwerke in Canada hat Rudd (#2) die jährlichen Methanemissionen aus überflutetem Land mit 7,7 g/m2 und die jährlichen CO2-Emissionen zu ca. 200 g/m2 aus Messungen abgeschätzt. Die Unterschiede in beiden Arbeiten resultieren aus dem Biomasse-Inventar, welches angesetzt worden ist. Rudd nimmt ein Inventar von 4,8 kg C/m2 oder ca 10 kg/m2 Biomasse an während Fearnside mit einem aktivem Biomasse-Inventar von 14 kg C/m2 rechnet. Die Unterschiede zwischen beiden Abschätzungen hinsichtlich der Biomasse scheinen gerechtfertigt zu sein. Für die hier diskutierten tropischen Staudämme soll mit dem Modell von Fearnside (#1) gerechnet werden. Die überflutete Landfläche des Staudammes ist eine gut dokumentierte Größe von Großstaudämmen. Es zeigt sich jedoch, daß deutliche Unterschiede zwischen den einzelnen Staudämmen existieren. Balbina Tucuri Samuel gewichtetesMittel KapazitätMW 250 4000 200 Größe km2 3147 2247 465 Leistung GWh 970 18030 776 Fläche/Leistung m2/kWh 3,2 0,125 0,599 0,296 Methan-Emiss. g/kWh 148 5,7 27,3 13,5 CO2-Emiss. kg/kWh 3,34 0,13 0,62 0,31 Für Staudämme im Amazonas wird ein Emissionsfaktor von 13,5 g Methan/kWh und 310 g CO2/kWh angenommen und auf andere tropische Staudämme übertragen. Auslastung: 6000h/a Brenn-/Einsatzstoff: Ressourcen Flächeninanspruchnahme: 1250000m² gesicherte Leistung: 100% Jahr: 2000 Lebensdauer: 50a Leistung: 50MW Nutzungsgrad: 100% Produkt: Elektrizität

Wasser-KW-Tropen-2000

Tropische Wasserkraftwerke inkl. THG-Emissionen! Es werden nur große Wasserkraftwerke („large-dams") mit geringer Stauhöhe und großen Wasservolumina am Beispiel der Amazonas-Staudämme betrachtet. Die Daten gelten für tropische Regionen von Südamerika (Brasilien-Amazonas, Venezuela) und Afrika. Es wird unterstellt, daß die Wasserkraftwerke ausschließlich zur Stromerzeugung dienen. Fearnside (Fearnside 1995) stellt ein Modell zur zeitabhängigen Bilanzierung von CO2 und Methan-Emissionen aus dem Stauwasser von Wasserkraftwerken in Amazonien vor. Voraussetzungen für die Modellbildung sind dabei die Randbedingungen: 1. Die überflutete Wasserfläche ist größtenteils mit Regenwald bestanden (428 t/ha). Geringe Freiflächen (ca. 10%) werden vernachlässigt, da die überflutete Wasserfläche selber nur mit einer vergleichbaren Genauigkeit bestimmt werden kann. 2. Die überflutete Wasserfläche kann in einen immer überfluteten Anteil mit anaeroben Zersetzungsbedingungen und eine aeroben Anteil unterteilt werden. 3. Aus der Biomasse in den anaeroben Zonen wird Methan (Fall c) mit einer geringer Rate gebildet (500 Jahre). Die Produktion von Methan kann daher als nahezu konstant betrachtet werden. 4. Die Biomasse in aeroben Zonen wird in kurzer Zeit (10 Jahre) zu CO2 umgesetzt. Es ergibt sich ein deutlicher Abfall der CO2- Emissionen innerhalb der ersten 10 Jahre. 5. Methan wird zusätzlich über Macrophytenwachstum (Fall b) und Zerfall sowie durch Methanbildung aus zugeführter Biomasse (Fall a) durch die neu geschaffene Wasserfläche/Wasservolumen erzeugt. Fearnside bezieht Besonderheiten der betrachteten Wasserkraftwerke im Amazonasbecken wie ausgeräumte Waldfläche vor und nach dem Stauen, Unterteilung des Stausees in ständig wie nur säsonal-überflutete Regionen mit ein. Aus dem Ergebnis wird allerdings deutlich, daß die daraus erwachsenen Unterschiede zwischen den vier Wasserkraftwerken vernachlässigbar sind. In erster Näherung zeigt damit sein Modell nur eine Abhängigkeit von der Wasseroberfläche. Aus den untersuchten Wasserkraftwerken können folgende spezifischen Emissionen abgeleitet werden: Emissionen Einheit Größe Methan aus a- Wasserfläche jährlich g/m2 20 b- Macrophyten jährlich g/m2 5,5 c- anaerober Abbau jährlich g/m2 20 Summe Methan jährlich g/m2 45,5 CO2 aus aeroben Abbau insgesamt kg/m2 51 CO2 aus aeroben Abbau50 Jahre Betriebszeit jährlich kg/m2 1,03 Aus dem aeroben Abbau der Biomasse wird innerhalb von ca. 10 Jahren Kohlendioxid freigesetzt. Die insgesamt freigesetzte Menge wird über eine Betriebszeit von 50 Jahren gemittelt. Für große Wasserkraftwerke in Canada hat Rudd (Rudd 1993) die jährlichen Methanemissionen aus überflutetem Land mit 7,7 g/m2 und die jährlichen Kohlendioxid-Emissionen zu ca. 200 g/m2 aus Messungen abgeschätzt. Die Unterschiede in beiden Arbeiten resultieren aus dem Biomasse-Inventar, welches angesetzt worden ist. Rudd nimmt ein Inventar von 4,8 kg C/m2 oder ca 10 kg/m2 Biomasse an während Fearnside mit einem aktivem Biomasse-Inventar von 14 kg C/m2 rechnet. Die Unterschiede zwischen beiden Abschätzungen hinsichtlich der Biomasse scheinen gerechtfertigt zu sein. Für die hier diskutierten tropischen Staudämme soll mit dem Modell von Fearnside gerechnet werden. Die überflutete Landfläche des Staudammes ist eine gut dokumentierte Größe von Großstaudämmen. Es zeigt sich jedoch, daß deutliche Unterschiede zwischen den einzelnen Staudämmen existieren. Balbina Tucuri Samuel gewichtetesMittel KapazitätMW 250 4000 200 Größe km2 3147 2247 465 Leistung GWh 970 18030 776 Fläche/Leistung m2/kWh 3,2 0,125 0,599 0,296 Methan-Emiss. g/kWh 148 5,7 27,3 13,5 CO2-Emiss. kg/kWh 3,34 0,13 0,62 0,31 Für Staudämme im Amazonas wird ein Emissionsfaktor von 13,5 g Methan/kWh und 310 g CO2/kWh angenommen und auf andere tropische Staudämme übertragen. Auslastung: 4000h/a Brenn-/Einsatzstoff: Ressourcen Flächeninanspruchnahme: 600000m² gesicherte Leistung: 100% Jahr: 2000 Lebensdauer: 30a Leistung: 1000MW Nutzungsgrad: 100% Produkt: Elektrizität

Wasser-KW-CO-2010

Tropische Wasserkraftwerke inkl. THG-Emissionen! Es werden nur große Wasserkraftwerke („large-dams") mit geringer Stauhöhe und großen Wasservolumina am Beispiel der Amazonas-Staudämme betrachtet. Die Daten gelten für tropische Regionen von Südamerika (Brasilien-Amazonas, Venezuela) und Afrika. Es wird unterstellt, daß die Wasserkraftwerke ausschließlich zur Stromerzeugung dienen. Fearnside (Fearnside 1995) stellt ein Modell zur zeitabhängigen Bilanzierung von CO2 und Methan-Emissionen aus dem Stauwasser von Wasserkraftwerken in Amazonien vor. Voraussetzungen für die Modellbildung sind dabei die Randbedingungen: 1. Die überflutete Wasserfläche ist größtenteils mit Regenwald bestanden (428 t/ha). Geringe Freiflächen (ca. 10%) werden vernachlässigt, da die überflutete Wasserfläche selber nur mit einer vergleichbaren Genauigkeit bestimmt werden kann. 2. Die überflutete Wasserfläche kann in einen immer überfluteten Anteil mit anaeroben Zersetzungsbedingungen und eine aeroben Anteil unterteilt werden. 3. Aus der Biomasse in den anaeroben Zonen wird Methan (Fall c) mit einer geringer Rate gebildet (500 Jahre). Die Produktion von Methan kann daher als nahezu konstant betrachtet werden. 4. Die Biomasse in aeroben Zonen wird in kurzer Zeit (10 Jahre) zu CO2 umgesetzt. Es ergibt sich ein deutlicher Abfall der CO2- Emissionen innerhalb der ersten 10 Jahre. 5. Methan wird zusätzlich über Macrophytenwachstum (Fall b) und Zerfall sowie durch Methanbildung aus zugeführter Biomasse (Fall a) durch die neu geschaffene Wasserfläche/Wasservolumen erzeugt. Fearnside bezieht Besonderheiten der betrachteten Wasserkraftwerke im Amazonasbecken wie ausgeräumte Waldfläche vor und nach dem Stauen, Unterteilung des Stausees in ständig wie nur säsonal-überflutete Regionen mit ein. Aus dem Ergebnis wird allerdings deutlich, daß die daraus erwachsenen Unterschiede zwischen den vier Wasserkraftwerken vernachlässigbar sind. In erster Näherung zeigt damit sein Modell nur eine Abhängigkeit von der Wasseroberfläche. Aus den untersuchten Wasserkraftwerken können folgende spezifischen Emissionen abgeleitet werden: Emissionen Einheit Größe Methan aus a- Wasserfläche jährlich g/m2 20 b- Macrophyten jährlich g/m2 5,5 c- anaerober Abbau jährlich g/m2 20 Summe Methan jährlich g/m2 45,5 CO2 aus aeroben Abbau insgesamt kg/m2 51 CO2 aus aeroben Abbau50 Jahre Betriebszeit jährlich kg/m2 1,03 Aus dem aeroben Abbau der Biomasse wird innerhalb von ca. 10 Jahren Kohlendioxid freigesetzt. Die insgesamt freigesetzte Menge wird über eine Betriebszeit von 50 Jahren gemittelt. Für große Wasserkraftwerke in Canada hat Rudd (Rudd 1993) die jährlichen Methanemissionen aus überflutetem Land mit 7,7 g/m2 und die jährlichen Kohlendioxid-Emissionen zu ca. 200 g/m2 aus Messungen abgeschätzt. Die Unterschiede in beiden Arbeiten resultieren aus dem Biomasse-Inventar, welches angesetzt worden ist. Rudd nimmt ein Inventar von 4,8 kg C/m2 oder ca 10 kg/m2 Biomasse an während Fearnside mit einem aktivem Biomasse-Inventar von 14 kg C/m2 rechnet. Die Unterschiede zwischen beiden Abschätzungen hinsichtlich der Biomasse scheinen gerechtfertigt zu sein. Für die hier diskutierten tropischen Staudämme soll mit dem Modell von Fearnside gerechnet werden. Die überflutete Landfläche des Staudammes ist eine gut dokumentierte Größe von Großstaudämmen. Es zeigt sich jedoch, daß deutliche Unterschiede zwischen den einzelnen Staudämmen existieren. Balbina Tucuri Samuel gewichtetesMittel KapazitätMW 250 4000 200 Größe km2 3147 2247 465 Leistung GWh 970 18030 776 Fläche/Leistung m2/kWh 3,2 0,125 0,599 0,296 Methan-Emiss. g/kWh 148 5,7 27,3 13,5 CO2-Emiss. kg/kWh 3,34 0,13 0,62 0,31 Für Staudämme im Amazonas wird ein Emissionsfaktor von 13,5 g Methan/kWh und 310 g CO2/kWh angenommen und auf andere tropische Staudämme übertragen. Auslastung: 4000h/a Brenn-/Einsatzstoff: Ressourcen Flächeninanspruchnahme: 600000m² gesicherte Leistung: 100% Jahr: 2000 Lebensdauer: 30a Leistung: 1000MW Nutzungsgrad: 100% Produkt: Elektrizität

Projekte

Reduzierung von Nährstoffeinträgen P-Opt - Phosphorfraktionierung: Ableitung von Optimierungsmaßnahmen zur Phosphorelimination Fertigstellung: April 2024 Im Rahmen des Projektes soll, als Unterstützung bei der Umsetzung der Pges-Optimierungsmaßnahmen zur Umsetzung der EU-WRRL aufgezeigt werden, wie und unter welchen Bedingungen weitergehende Optimierungsmaßnahmen der Phosphorelimination auf kommunalen Kläranlagen mit den derzeit vorhandenen Verfahren und kosteneffizienten Maßnahmen realisiert werden können. Die grundlegenden Ziele des Projektes können wie folgt definiert werden: Statistische Ermittlung und Darstellung der Phosphorfraktionierung im Ablauf von rheinland-pfälzischen Kläranlagen Ermittlung und Darstellung der möglichen Minderungspotentiale für Rheinland-Pfalz Darstellung der minimal möglichen Ablaufkonzentrationen von konventionellen Fällungsverfahren anhand von Praxisbeispielen Darstellung der Implementierung der Phosphorelimination insbesondere auch auf kleinen und mittelgroßen Kläranlagen (< 10.000 E) Ableitung von Handlungsempfehlungen zur Optimierung der Phosphorelimination basierend auf der vorangegangenen Phosphorfraktionierung des Ablaufs auf rheinland-pfälzischen Kläranlagen (Best-Practice Leitfaden) Mikroschadstoffe bzw. Spurenstoffe auf kommunalen Kläranlagen © MKUEM Mikro System : Entwicklung eines systematischen Ansatzes zur Einführung  4. Reinigungsstufen auf kommunalen Kläranlagen an problematisch belasteten Gewässern in Rheinland-Pfalz Fertigstellung Teilprojekt: Dezember 2019. Im Folgeprojekt zu Mikro_N wurde in einem integralen Ansatz auf Basis einer geeigneten gestaffelten Vorgehensweise eine Systematik entwickelt und angewendet, die eine modellbasierte Maßnahmenauswahl auf Teileinzugsgebietsebene ermöglicht. Der Fokus lag dabei auf der Ermittlung des Minderungspotentials der Spurenstoffemissionen als auch der Pges-Emissionen in Gewässereinzugsgebieten. Beispielhaft wurde dies im Gewässereinzugsgebiet Lauter sowie Wiesbach durchgeführt. Diese Vorgehensweise unterstützt die zielgerichtete Einführung 4. Reinigungsstufen auf kommunalen Kläranlagen unter ergänzender Berücksichtigung der Pges-Situation im Gewässer. Auf diese Weise wird es möglich die Kläranlagen zu identifizieren, die in Zukunft bzgl. Mikroschadstoffen und/oder mit Blick auf den Nährstoffeintrag Maßnahmen ergreifen müssen um das Erreichen der (zukünftigen) Orientierungswerte in den Gewässern zu erreichen. Das Teilprojekt wurde im Dezember 2019 abgeschlossen. Im Folgeprojekt zu Mikro_N wurde in einem integralen Ansatz auf Basis einer geeigneten gestaffelten Vorgehensweise eine Systematik entwickelt und angewendet, die eine modellbasierte Maßnahmenauswahl auf Teileinzugsgebietsebene ermöglicht. Der Fokus lag dabei auf der Ermittlung des Minderungspotentials der Spurenstoffemissionen als auch der Pges-Emissionen in Gewässereinzugsgebieten. Beispielhaft wurde dies im Gewässereinzugsgebiet Lauter sowie Wiesbach durchgeführt. Diese Vorgehensweise unterstützt die zielgerichtete Einführung 4. Reinigungsstufen auf kommunalen Kläranlagen unter ergänzender Berücksichtigung der Pges-Situation im Gewässer. Auf diese Weise wird es möglich die Kläranlagen zu identifizieren, die in Zukunft bzgl. Mikroschadstoffen und/oder mit Blick auf den Nährstoffeintrag Maßnahmen ergreifen müssen um das Erreichen der (zukünftigen) Orientierungswerte in den Gewässern zu erreichen. Das Teilprojekt wurde im Dezember 2019 abgeschlossen. Mikro N : Möglichkeiten und Kosten einer Elimination von Mikroschadstoffen auf kommunalen Kläranlagen in Rheinland-Pfalz, aufgezeigt am Beispiel der Nahe Im Projekt wurden für das Referenzgewässer Nahe die Gesamteinträge an ausgewählten Spurenstoffen/Mikroschadstoffen mit dem georeferenzierten Modell GREAT-ER abgebildet, wodurch räumliche Konzentrations- und Frachtverteilungen in allen Gewässerabschnitten realitätsnah für unterschiedliche Wasserstände simuliert werden konnten. Grundlage für die Bilanzierung sind Ergebnisse einer Messkampagne einer Stoffauswahl an Kläranlagen und Gewässern. Die Analyse von verschiedenen Szenarien, in welchen z.B. der Ausbau von ausgewählten Kläranlagen mit einer 4. Reinigungsstufe untersucht wurde, stellen die Grundlage zur Ableitung von Handlungsempfehlungen dar. Es wurde auch eine Kosten / Nutzenbetrachtung durchgeführt. Im November 2015 wude das Projekt im Rahmen einer Fachtagung in Kaiserslautern abgeschlossen. Machbarkeitsstudie Spurenstoffelimination KA Flonheim Im Projekt „Mikro-System“ wurde für den Wiesbach die KA Flonheim als zielführende Anlage identifiziert. In einem zweiten Teilprojekt wurde eine Machbarkeitsstudie zur Verfahrensauswahl und Umsetzung einer Spurenstoffelimination unter Berücksichtigung der örtlichen Gegebenheiten und Bausubstanz erstellt. Die Studie soll als repräsentatives Beispiel für weitere Studien in Rheinland-Pfalz (RLP) dienen. CoMinGreat : COMPETENCE PLATFORM FOR MICROPOLLUTANTS IN THE GREATER REGION Übergeordnetes Ziel des Projektes CoMinGreat ist die Sammlung und Harmonisierung von Wissen in der Großregion, bestehend aus der französischen Region Grand Est, der belgischen Wallonie, Luxemburg und den Bundesländern Saarland und Rheinland-Pfalz im Themenfeld Mikroschadstoffe, dem Ausbau vorhandener Kompetenzen, dem Wissenstransfer, sowie der Förderung der grenzüberschreitenden Zusammenarbeit. Hierzu soll eine  umfassende Internetplattform zu Mikroschadstoffen, Reinigungsverfahren und Synergieeffekten kombiniert mit einer interaktiven Karte erstellt werden. Hinzu kommt ein Informations- und Demonstrationszentrum als zentrale Anlaufstelle für die Akteure und Entscheidungsträger in der GR. Ein weiteres Ziel ist die Entwicklung eines modellgestützten Planungs- und Betriebswerkzeuges, welches einen immissionsbasierten und ressourcenorientierten Betrieb der Anlagen ermöglichen soll. Dazu werden ein Gewässermodell und ein Kläranlagenmodell gekoppelt sowie verschiedene Verfahren zur Mikroschadstoffelimination parallel auf einer Kläranlage errichtet und gleichzeitig modelltechnisch abgebildet. EmiSure : Entwicklung von Strategien zur Reduzierung des Mikroschadstoffeintrags in Gewässer im deutsch-luxemburgischen Grenzgebiet Übergeordnete Ziel des Projektes „EmiSûre“ ist die Entwicklung grenzüberschreitender Strategien auf Basis eines georeferenzierten Stoffflussmodells zum Umgang mit Mikroschadstoffen aus der Abwasserentsorgung. Die Strategien sollen auf Basis des Flusseinzugsgebiets der „Sauer“, als grenzüberschreitendes Gewässer der Länder Deutschland und Luxemburg entwickelt werden. Daneben werden ressourceneffiziente Reinigungstechniken auf der Basis von Bodenfiltern erprobt. Ausgehend vom Status Quo soll für ausgewählte Mikroschadstoffe anhand von Szenarien die Wirksamkeit von verschiedenen Maßnahmen - zur Reduzierung der Mikroschadstoffeinträge analysiert und bewertet werden. Zudem sollen Strategien für einen ressourcenorientierten Betrieb der Technologien entwickelt werden, um den Energie- und Materialeinsatz sowie die monetäre Belastung zu minimieren. Das Projekt wurde im Dezember 2020 abgeschlossen, die Ergebnisse bei der Fachtagung am 28.4. und 29.4.2021 vorgestellt. Energieeffiziente Abwasserbehandlung ZEBRAS: Einbindung der Faulung und Faulgasverwertung in die Verfahrenskette der Abwasserreinigung, Schlammbehandlung und -verwertung in Rheinland-Pfalz Zusätzlich zur Energieeinsparung ist die Erhöhung der Energieerzeugung auf Faulungsanlagen ein wichtiger Baustein. Wichtige Maßnahmen hierbei die Nachrüstung von Faulungsanlagen ohne KWK- mit einer KWK-Anlage (z. B. BHKW), der Ersatz älterer KWK-Anlagen durch Anlagen mit erhöhtem elektrischen Wirkungsgrad, die Erhöhung der Auslastung vorhandener Faulraumkapazitäten durch Annahme von Fremdschlämmen bzw. geeigneten Co-Substraten, Anpassungen bei der Abwasserreinigung sowie eine weitergehende Flexibilisierung des Betriebs. Im Rahmen des Projektes " Zukunftsorientierte Einbindung der Faulung und Faulgasverwertung in die Verfahrenskette der Abwasserreinigung, Schlammbehandlung und -verwertung in Rheinland-Pfalz - ZEBRAS" wurden Ansätze entwickelt, wie und unter welchen Rahmenbedingungen der Prozessschritt "Faulung" bei bestehenden Kläranlagen mit getrennter anaerober Schlammstabilisierung (sogenannte Faulungsanlagen) optimiert werden kann. Grundlage des Projektes ZEBRAS stellt eine detaillierte Bestandsaufnahme ( Bestands- bzw. Zwischenbericht ) der Basisdaten der Faulungsanlagen in Rheinland-Pfalz dar, anhand derer die erschließbaren Potenziale zur Steigerung der Faulgaserzeugung und -verwertung im Bestand abgeschätzt wurden. Die Ergebnisse der Untersuchungen lassen ein beachtliches Potenzial zur Steigerung der Faulgaserzeugung und -verwertung und damit der Stromproduktion auf den bestehenden Faulungsanlagen in Rheinland-Pfalz erkennen. Es wurden Checklisten entwickelt, die die Vorgehensweise bei der Ermittlung von Optimierungspotenzialen beschreiben und die anlagenspezifischen Gegebenheiten der jeweiligen Kläranlage berücksichtigen. Mit Hilfe der Checklisten und dem dazugehörigen Datenkatalog kann ein individuelles Konzept zur Optimierung erstellt werden. Die Checklisten berücksichtigen Anpassungen bei der Abwasserreinigung, Optimierungen bei der Schlammbehandlung, die Verbesserung der Faulgasverwertung und die Flexibilisierung des Betriebs. NAwaS ; Neubewertung von Abwasserreinigungsanlagen mit anaerober Schlammbehandlung vor dem Hintergrund der energetischen Rahmenbedingungen und der abwassertechnischen Situation Die Umstellung von aerober auf anaerobe Schlammstabilisierung des anfallenden Schlammes in Faultürmen ist in den letzten Jahren auch für mittlere und zum Teil auch kleine Kläranlagen wirtschaftlich darstellbar. In der Broschüre "Umstellung von Kläranlagen auf Schlammfaulung - Projekt NAwaS" wird das energetische und ökonomische Optimierungspotenzial für Rheinland-Pfalz dargestellt. Weitergehende Informationen zum Projekt finden sich nebenstehend. Modul 1 enthält die grundlegenden Untersuchungen,  Modul 2 widmet sich weitergehenden Untersuchungen, die u. a. eine Analyse und Beschreibung unterschiedlicher Bau- und Betriebsformen, eine Konzeptentwicklung zur Umstellung auf Faulungsbetrieb, eine Prüfungsmethodik zur Umstellung sowie die Untersuchung einer Modellanlage umfassen.

Market research for anaerobic digestion technologies used in Europe

Das Projekt "Market research for anaerobic digestion technologies used in Europe" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Duisburg-Essen, Fachbereich 10 Bauwesen, Fachgebiet Abfallwirtschaft durchgeführt.

Abbaupotential von Schadstoffen bei der Biomuellvergaerung

Das Projekt "Abbaupotential von Schadstoffen bei der Biomuellvergaerung" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Universität Karlsruhe (TH), Institut für Ingenieurbiologie und Biotechnologie des Abwassers durchgeführt. Der anaerobe Abbau von Xenobiotika bei der mesophilen und thermophilen Biomuellvergaerung wird untersucht, um die Entgiftung/Schadstoff-entfrachtung beurteilen zu koennen. Der Schwerpunkt der Untersuchungen liegt beim AOX.

Computergestuetzte Prozessregelung einer UASB-Biogasanlage

Das Projekt "Computergestuetzte Prozessregelung einer UASB-Biogasanlage" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Berliner Hochschule für Technik, Verfahrens- und Umwelttechnik, Studienschwerpunkt Bioverfahrenstechnik durchgeführt. Ein UASB-Laborreaktor (Upflow Anaerobic Sludge Blanket-Reaktor) wird zur CSB-Reduktion von Ruebenmelasseschlempe eingesetzt. Ziel ist, durch Einsatz computergestuetzter Regelstrategien eine hohe Prozessstabilitaet und konstante CSBAblaufwerte zu gewaehrleisten. Mit Hilfe von Stoerfallsimulationen wird die Eignung der hier eingesetzten Regelung ueberprueft. Der CSB im Ablauf bzw. der Methanausbeutekoeffizient werden als Regelgroesse und die Verweilzeit als Stellgroesse gewaehlt. Gefahren werden die Testreihen mit Raumbelastungen bis zu 20 g CSB/l und CSB-Zulaufwerten bis zu 20.000 mg O2/l, wobei CSB-Ablaufwerte von zunaechst 2.500 mg O2/l angstrebt werden. Der Einfluss des Stoerfalls auf die mikrobielle Aktivitaet in den vier Stufen des anaeroben Abbaus, Hydrolyse, Acidogenese, Acetogenese sowie Methanogenese, wird ueber die Abgas- und Abwasseranalyse erfasst und interpretiert. In Zukunft sollen die Regelguete durch Verkuerzung der Messintervalle der Ist-CSB-Werte im Wasserzu- und ablauf mit Hilfe kontinuierlicher CSB-Bestimmung und Messwerterfassung verbessert werden sowie einzelne Regelalgorithmen sowie andere Regelstrategien fuer komplexe Regelkreise ueberprueft werden.

Hygienische Untersuchungen zum anaeroben Abbau von organischen Reststoffen aus getrennt gesammeltem Biomuell im HGG-Verfahren.

Das Projekt "Hygienische Untersuchungen zum anaeroben Abbau von organischen Reststoffen aus getrennt gesammeltem Biomuell im HGG-Verfahren." wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Medizinische Universität Lübeck, Institut für Medizinische Mikrobiologie und Hygiene durchgeführt.

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