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Untersuchungen zur Bewertung der Nachhaltigkeit einer Altlastsanierung auf einem Industriestandort mittels Ökobilanzierung und Multikriterienanalyse

Masterarbeit 2014 129 Seiten

Umweltwissenschaften

Leseprobe

Inhaltsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis

Tabellenverzeichnis

Abkürzungsverzeichnis

1. Einleitung und Aufgabenstellung

2. Theoretische Grundlagen

2.1 Sanierungsverfahren für Boden und Grundwasser
2.1.1 Auskoffern und Entsorgen
2.1.2 In-situ-Verfahren : kalte Bodenluftabsaugung
2.1.3 In-situ-Verfahren : thermisch unterstützte Bodenluftabsaugung
2.2 Nachhaltigkeit im Bereich der Altlastensanierung
2.2.1 Nachhaltigkeit und nachhaltige Entwicklung
2.2.2 Operationalisierung von Nachhaltigkeit
2.2.3 Nachhaltigkeitsbewertung von Altlastensanierungen
2.3 Ökobilanzierung
2.3.1 Festlegung von Ziel und Untersuchungsrahmen
2.3.2 Sachbilanz
2.3.3 Wirkungsbilanz (nach CML 2001)
2.3.4 Auswertung und Interpretation
2.3.5 Computerunterstützte Ökobilanzierung mittels Umberto
2.4 Multikriterienanalyse
2.4.1 SuRF-UK
2.4.2 Vergleichende Analyse

3. Untersuchungsgegenstand
3.1 Beschreibung der zugrunde gelegten Sanierungsfl ä che
3.2 Standortspezifische Bedingungen im IPH
3.2.1 Bodenluftbehandlung
3.2.2 Energieversorgung
3.3 Sanierungsszenarien und Annahmen
3.3.1 Szenario I : thermisch unterstützte Bodenluftabsaugung (TUBA)
3.3.2 Szenario II: kalte Bodenluftabsaugung (kBla)
3.3.3 Szenario III: Auskofferung mit thermischer Behandlung und Rückverfüllung (AtBr)

4. Ökobilanzierung
4.1 Festlegung des Ziels und des Untersuchungsrahmens
4.2 Ermittlung der Sachbilanzdaten: Szenario I (TUBA) und II (kBla)
4.2.1 Bodenluftbehandlung
4.2.2 Betriebsenergie
4.2.3 Materialbedarf und Kraftstoffverbrauch zum Brunnenbau
4.2.4 Transporte
4.3 Ermittlung der Sachbilanzdaten: Szenario III (AtBR)
4.3.1 Auskofferung
4.3.2 Transport
4.3.3 Dekontaminierung
4.4 Modellierung mit Umberto
4.4.1 TUBA
4.4.2 kBla
4.4.3 AtBR
4.5 Ergebnisse der einzelnen Wirkkategorien
4.5.1 Erschöpfung abiotischer Ressourcen
4.5.2 Klimawandel
4.5.3 Versauerung
4.5.4 Eutrophierung
4.5.5 Ökotoxizität
4.5.6 Humantoxizität
4.6 Sensitivit ä tsanalyse
4.7 Zusammenfassende Darstellung und Gegenüberstellung der Sanierungsvarianten
4.8 Diskussion
4.8.1 Fehlerbetrachtung

5. Nachhaltigkeitsbewertung
5.1 Festlegung von Ziel und Untersuchungsrahmen
5.2 Indikatorensatz von SuRF-UK
5.2.1 Ausschluss von Indikatoren
5.2.2 Ausstattung der Multikriterienanalyse
5.3 Herangehensweise zur Bewertung
5.3.1 Kriterienbewertung
5.3.2 Indikatorbewertung
5.3.3 Gewichtungen
5.4 Excel-Tool zur Berechnung der Nachhaltigkeitskennwerte
5.5 Punktevergabe in den Kategorien
5.5.1 Punktevergabe in der Kategorie Umwelt
5.5.2 Punktevergabe in der Kategorie Gesellschaft
5.5.3 Punktevergabe in der Kategorie Ökonomie
5.6 Ergebnisse der Indikatorbewertungen
5.7 Berechnung der Nachhaltigkeitskennwerte N Kat. und N Ges
5.8 Darstellung der Nachhaltigkeitskennwerte N Kat. und N Ges
5.9 Einfluss auf das Ergebnis bei Ä nderungen in der Methodik
5.9.1 Änderung des Bezugspunktes bei subjektiv vergebenen Indikatorbewertungen
5.9.2 Erweiterung der Skala
5.10 Diskussion

6. Fazit

7. Literaturverzeichnis

Anhang

Kurzfassung

Die Sanierung von Altlasten geht häufig mit immensem Energie- und Materialeinsatz, dem Verbrauch fossiler Energieträger sowie der Freisetzung von Substanzen mit vielfältigen Umweltwirkungen einher. Ressourcenverknappung und Umweltschädigungen und somit die Gefahr, zukünftige Generationen in ihrer Handlungsfähigkeit einzuschränken, sind präsenter als je zuvor. Dies hat insgesamt dazu geführt, auch die Nachhaltigkeit von Altlastensanierungen zunehmend in Frage zu stellen. Die vorliegende Arbeit sucht daher nach einem Weg, die Nachhaltigkeit von Altlastensanierungsmaßnahmen auf einer Industriefläche zu bewerten. Das real durchgeführte Verfahren „ thermisch unterstützte Bodenluftabsaugung “ (TUBA) sowie die theoretisch betrachteten Verfahren „ kalte Bodenluftabsaugung “ (kBla) und die „ Auskofferung mit thermischer Bodenbehandlung und Rückverfüllung “ (AtBR) sind dabei Objekte der Untersuchung. Zur Ermittlung von sekundären Umweltwirkungen werden Ökobilanzen der Verfahren erstellt und Modellierungen mithilfe der Software Umberto NXT LCA vorgenommen, wobei Sachbilanzdatensätze der Datenbank ecoinvent verwendet werden. Die Auswertung der Wirkungsabschätzung erfolgt nach der Methode CML 2001, wobei Auswirkungen innerhalb der Wirkkategorien abiotischer Ressourcenverbrauch, Versauerung, Eutrophierung, Klimawandel, Humantoxizit ä t sowie Ökotoxizit ä t betrachtet werden. Die Ergebnisse der Ökobilanz zeigen hierbei, dass die kBla bei einer Laufzeit von 300 Tagen das ökologisch verträglichste Verfahren vor der TUBA und der AtBR ist. Da die Effizienz der kBla jedoch aufgrund von Limitierungen mit der Laufzeit abnimmt, sind häufig Laufzeitverlängerungen bei einer kBla notwendig. Weitergehende Untersuchungen diesbezüglich haben gezeigt, dass ein Überschreiten der Laufzeit von 300 Tagen dazu führt, dass die Umweltwirkungen der kBla stärker ausgeprägt sind als die der TUBA. Ökobilanzen erweisen sich in den Untersuchungen weiterhin als geeignetes Hilfsmittel, Schwachstellen der Verfahren anzuzeigen, um mögliche Optimierungsansätze ableiten zu können. Da bis heute keine standardisierte Methode zur Bewertung von Nachhaltigkeit vorliegt, wird aufbauend auf den Ergebnissen der Ökobilanz eine Methode zur Bewertung von ökologischen, ökonomischen und gesellschaftlichen Kriterien im Rahmen einer Multikriterienanalyse entwickelt und durchgeführt. Die Methodik ist dabei auf andere Projekte übertragbar und soll einen Beitrag zum Umgang mit „Nachhaltigkeitsbewertungen im Rahmen des Altlastenmanagements“ liefern. Bei der Bewertung der Nachhaltigkeit handelt es sich um einen Vergleich der unterschiedlichen Varianten anhand des SuRF-UK -Indikatorensatzes zur Ermittlung der „nachhaltigeren“ Variante. Hierbei wurde ein Bewertungssystem entwickelt, welches anhand von Kennzahlen (Ergebnisse der Ökobilanz und Kostenabschätzungen) sowie persönlichen Einschätzungen „Nachhaltigkeitskennwerte“ berechnet. Relevante Daten werden mithilfe eines entwickelten Excel-Tools ausgewertet und als Ergebnis wird eine Entscheidungsgrundlage geliefert, welches der betrachteten Verfahren die nachhaltigere Sanierungsoptionen darstellt. TUBA und kBla300 zeigen hierbei deutlich höhere Nachhaltigkeitsmerkmale als die übrigen Varianten. Aufgrund bestehender Risiken bei der kBla wird jedoch das TUBA Verfahren als das nachhaltigere Verfahren angesehen.

Abstract

The remediation of contaminated sites is often associated with immense energy and material consumption, the consumption of fossil fuels and the release of substances with various environmental effects. Resource depletion and environmental degradation, and thus the risk to restrict future generations in their ability to act, are more present than ever before. Overall, this has led to an increased questioning of the sustainability of contaminated site remediation. Therefore, this paper seeks a way to assess the sustainability of remediation measures on an industrial site. The procedure „ thermally assisted soil vapor extraction “ (TUBA) which was carried out on the site, as well as the theoretically considered methods „ cold soil vapor extraction “ (kBla) and „ excavation with thermal soil treatment and backfilling “ (AtBR) are objects of this study. In order to determine secondary environmental impacts, life-cycle assessments of those techniques were carried out. For modeling the processes, the software Umberto NXT LCA has been used in addition to life-cycle- datasets of the ecoinvent database. The evaluation of the impact assessment was carried out according to the CML 2001 method, considering impact assessment within the categories abiotic resource depletion, acidification, eutrophication, climate change, human toxicity and ecotoxicity. Based on a term of 300 days, the results of the LCA showed that the kBla is more ecologically compatible than TUBA and AtBR. However, since the efficiency of kBla decreases over time due to limitations, lifetime extensions at a kBla are often necessary. In this regard, further investigations have shown that exceeding the term of 300 days leads to a more pronounced environmental impact of kBla, compared to that of TUBA. As proved in the studies, LCA continues to be a suitable tool to display weaknesses in the procedures, in order to derive possible optimization approaches. To this day, there exists no standardized method for the assessment of sustainability. A method based on the results of the LCA for the assessment of environmental, economic and social criteria within a multi-criteria analysis is developed and performed. The methodology is transferable to other projects and makes a contribution to dealing with „sustainability assessment in contaminated site management“. Assessing the sustainability is based on a comparison of the different measures based on the SuRF-UK indicator set to determine the „most sustainable“ alternative. For this purpose, a scoring system was developed which calculates scores on the basis of key figures (results of the LCA and cost estimates) and personal assessments, and further "sustainability specific values". An Excel tool was developed to analyze relevant data and deliver a decision-making basis about which of the considered methods is the more sustainable remediation option. TUBA and kBla300 show clearly greater sustainability characteristics as the others. Due to existing risks of the kBla, TUBA is considered to be the more sustainable process.

Abbildungsverzeichnis

Abb. 1: Beispielhafte Darstellung des asymptotischen Verlaufs der LHKW- Konzentration in der abgesaugten Bodenluft als Funktion der Vorhaltezeit einer Absauganlage (Gropper, et al.)

Abb. 2: Prinzipskizze zum Verfahren der thermisch unterstützten Bodenluftabsaugung mittels Dampfinjektion (Schmidt, 2001)

Abb. 3: Dampfdruckkurven der Einzelstoffe (H20, PCE) und des Stoffgemisches (H20 + PCE) beim Gemischsieden (Hiester, et al., 2012)

Abb. 4: Die drei interagierenden Dimensionen nachhaltiger Entwicklung: Umwelt, Gesellschaft und Ökonomie, visuell dargestellt auf zwei unterschiedliche Arten (Adams, 2006) (Söderqvist, et al., 2004)

Abb. 5: Faktoren für die Nachhaltigkeitsbewertung in drei Stufen (Held, et al., 2012)

Abb. 6: Rahmen der Lebenszyklusbetrachtung (David E. Ellis, 2009)

Abb. 7: Rahmen einer Ökobilanz nach DIN ISO 14040

Abb. 8: In- und Outputs eines Einheitsprozesses (Pfister, et al., 2013)

Abb. 9: Schematische Darstellung der Bewertung von Umweltauswirkungen auf Basis von Lebenszyklusinventaren (Haase, 2012)

Abb. 10: Symbole für Stellen, Transitionen und Verbindungen in Umberto

Abb. 11: Darstellung von Elementary und Intermediate Exchanges in Umberto

Abb. 12: Scoring Matrix nach SuRF-UK

Abb. 13: Lage der Sanierungsfläche im Industriepark Frankfurt Höchst, links: Lage innerhalb des Industrieparks, rechts: Bereich der durchgeführten Pilotsanierung (Barthel, 2013)

Abb. 14: Bodenprofil der Rammkernsondierungen 6 (li) und 8 (re) im Bereich der Sanierungsfläche (Barthel, 2013)

Abb. 15: Deckung des Wärme- und Strombedarfs im IPH 2012 (Quelle: Infraserv)

Abb. 16: Anordnung der Brunnen und Temperaturmesslanzen innerhalb des Sanierungsfeldes bei dem TUBA-Verfahren, in der Draufsicht (Barthel, 2013)

Abb. 17: Sanierungsfeld während der Einrichtung kurz vor der Fertigstellung (Barthel, 2013)

Abb. 18: Auftragung der Schadstoffkonzentration im „Südstrang“ gegen die Sanierungsdauer

Abb. 19: Systemgrenzen der erstellten Ökobilanzen

Abb. 20: Schnittprofil der Extraktions- (links) und Injektionsbrunnen (rechts) beim TUBA-Verfahren (Barthel, 2013)

Abb. 21: Schnittprofil eines Bodenluftbrunnens zur kalten Bodenluftabsaugung (Barthel, 2013)

Abb. 22: Übersicht der Transport- und Baustellenfahrzeuge (Barthel, 2013)

Abb. 23: Systemmodell der Variante „TUBA“

Abb. 24: Spezifikation der Transition Einrichtung

Abb. 25: Spezifikation der Transition Betrieb

Abb. 26: Exemplarische Darstellung der Modellierung des Subnetzes Brunnenbau

Abb. 27: Spezifikation der Transition T12 am Beispiel eines Injektionsbrunnens

Abb. 28: Struktur des Subnetzes Transport

Abb. 29: Struktur des Subnetzes Bodenluftbehandlung

Abb. 30: Struktur des Subnetzes Brunnenbau

Abb. 31: Systemmodell der Variante „AtBR“

Abb. 32: Struktur des Subnetzes Auskofferung

Abb. 33: Struktur des Subnetzes Transport

Abb. 34: Struktur des Subnetzes Dekontamination

Abb. 35: Ergebnisse in der Wirkkategorie „Erschöpfung abiotischer Ressourcen“

Abb. 36: Ergebnisse in der Wirkkategorie „Klimawandel“

Abb. 37: Ergebnisse in der Wirkkategorie „Versauerung“

Abb. 38: Ergebnisse in der Wirkkategorie „Eutrophierung“

Abb. 39: Ergebnisse in der Wirkkategorie „aquatische Ökotoxizität - Frischwasser“

Abb. 40: Ergebnisse in der Wirkkategorie „aquatische Ökotoxizität - Marine“

Abb. 41: Ergebnisse in der Wirkkategorie „terrestrische Ökotoxizität“

Abb. 42: Ergebnisse in der Wirkkategorie „Humantoxizität“

Abb. 43: Ergebnisse in der Kategorie „Klimawandel“ bei einer zugrunde gelegten Laufzeit der kBla von 300, 600 und 1700 Tagen, links: Absolutwerte rechts: Auftragung der Absolutwerte gegen die Vorhaltezeit bei TUBA, kBla300, kBla600 und kBla1700

Abb. 44: Ergebnisse in der Kategorie „Humantoxizität“ bei einer zugrunde gelegten Laufzeit der kBla von 300, 600 und 1700 Tagen, links: Absolutwerte rechts: Auftragung der Absolutwerte gegen die Vorhaltezeit bei TUBA, kBla300, kBla600 und kBla1700

Abb. 45: Darstellung zur Änderung innerhalb des Subnetzes „Energie“. In der Änderung erfolgt dabei der Strombezug zu 100% aus dem Activity Set „electricity, low voltage,at grid“ (grün umrandet)

Abb. 46: prozentuale Abweichungen der einzelnen Wirkkategorien innerhalb des Subnetzes „Betriebsenergie“ im Modell „kBla 300d“ bei 100% Fremdbezug aus dem deutschen Stromnetz

Abb. 47: Zusammenfassende Darstellung der Ergebnisse in Form eines Netzdiagramms, normiert auf das TUBA-Verfahren

Abb. 48: Hierarchische Darstellung der zugrunde gelegten Inhalte der Nachhaltigkeitsbewertung anhand von Kategorien, Indikatoren und Kriterien. Kriterienbewertungen werden anhand von Ergebnissen der Kostenermittlung (vgl. Kap. 5.5.3.1.) (rot), Ergebnissen der Ökobilanz (vgl. Kap. 4.5) (grün) sowie persönlicher Einschätzung (weiß) ermittelt

Abb. 49: Beteiligte Akteure bei der Auswahl einer Sanierungsstrategie sowie mögliche Interessen (E. Beinat, 1997)

Abb. 50: Schematische Darstellung des Excel-Tools zur vergleichenden Berechnung der Nachhaltigkeit von Sanierungs- verfahren

Abb. 51: Ergebnisse der Nachhaltigkeitsbewertung innerhalb der Kategorien (Nkat.,Ökologie, Nkat.,Gesellschaft Nkat.,Ökonomie ) für alle untersuchten Varianten

Abb. 52: „normalisierte“ Ergebnisse der Nachhaltigkeitsbewertung, bei gleichwertiger Berücksichtigung der Kategorien (NGes) für alle untersuchten Varianten

Abb. 53: Auftragung der ganzheitlichen Nachhaltigkeitskennwerte (NGes) der ursprünglichen Berechnung sowie der Alternative

Abb. 54: Auftragung der ganzheitlichen Nachhaltigkeitskennwerte (NGes) der ursprünglichen Berechnung sowie der Alternative

Abb. 55: Darstellung des „Ungleichgewichts“ im vorliegenden Untersuchungssystem

Abb. 56: Ergebnisse der Rammkernsondierungen auf der zugrunde gelegten Fläche (Barthel, 2013)

Abb. 57: Gemessene Schadstoffkonzentration in der Bodenluft des Brunnens G3-23 in 2012 (Schmitt, 2012)

Abb. 58: Gemessene Schadstoffkonzentration in der Bodenluft des Brunnens G3-23 im Zeitraum zwischen 2000 und 2012 (Schmitt, 2012)

Abb. 59: Frachten KATOX 2000 im Jahr 2012 (Schmitt, 2012)

Abb. 60: Messwerte des Bodenluftbrunnens G3-23 in 2012 (Schmitt, 2012)

Abb. 61: Schadstoffkonzentration in der Bodenluft (unterteilt in Süd- (gelb) und Nordstrang (grün), wöchentlicher Durchschnitt (rot) und kumulierter Massenaustrag an CKW (schwarz) (Barthel, 2013)

Tabellenverzeichnis

Tab. 1: Übersicht einiger bisher angewandter Techniken im Bereich der Altlastensanierungen zur Entscheidungsunterstützung (Bardos, et al., 2011 )

Tab. 2: Übersicht einiger Methoden zur Wirkungsabschätzung

Tab. 3: Liste annerkannter Umweltprobleme nach Guinée et al. mit Hervorhebung der „Basiskategorien“

Tab. 4: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 für die Umweltwirkung Erschöpfung abiotischer Ressourcen ausgedrückt als Antimon Äquivalente für ausgewählte Schadstoffe (Guinée, 2002)

Tab. 5: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 für die Umweltwirkung Klimawandel ausgedrückt in CO2 Äquivalenten für ausgewählte Schadstoffe (betrachteter Zeithorizont 100 Jahre, Maßstab global) (Guinée, 2002)

Tab. 6: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 für die Umweltwirkung Versauerung ausgedrückt in SO2 Äquivalenten für ausgewählte Schadstoffe (Guinée, 2002)

Tab. 7: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 für die Umweltwirkung Eutrophierung ausgedrückt in PO4 Äquivalenten für ausgewählte Schadstoffe (Guinée, 2002)

Tab. 8: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 für die Umweltwirkungen terrestrische und aquatische Ökotoxizität ausgedrückt in 1,4 DCB-Äquivalenten für ausgewählte Schadstoffe (Guinée, 2002)

Tab. 9: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 für die Umweltwirkung Humantoxizität ausgedrückt in 1,4 DCB- Äquivalenten für ausgewählte Schadstoffe (Guinée, 2002)

Tab. 10: Indikatoren zur Bewertung von Altlastensanierung nach SuRF-UK (Bardos Paul, 2011)

Tab. 11: Berücksichtigte Kategorien und Kriterien in der MCA nach Harbottle et. al

Tab. 12: Stahlmengen zum Bau der Brunnen

Tab. 13: Materialbedarf eines Extraktionsbrunnens

Tab. 14: Materialbedarf eines Injektionsbrunnens

Tab. 15: HDPE Bedarf zum Bau des Brunnens

Tab. 16: Materialbedarf eines Brunnens bei der kBla

Tab. 17: Fahrten zur Einrichtung der Baustelle beim TUBA-Verfahren

Tab. 18: Fahrten zur Einrichtung der Baustelle kBla

Tab. 19: Kenndaten zur Ermittlung der Verkehrsleistung der zugrunde gelegten Transporte

Tab. 20: Beschreibung der Datensätze zur Modellierung des Subnetzes „Brunnenbau“

Tab. 21: Beschreibung der verwendeten Datensätze zur Modellierung des Subnetzes „Transport“

Tab. 22: Beschreibung der verwendeten Datensätze zur Modellierung des Subnetzes „Energie - Prozesswärme“

Tab. 23: Beschreibung der Datensätze zur Modellierung des Subnetzes „Energie - Elektrizität“

Tab. 24: Beschreibung der verwendeten Datensätze zur Modellierung des Subnetzes „Bodenluftbehandlung“

Tab. 25: Beschreibung der verwendeten Datensätze zur Modellierung des Subnetzes „Brunnenbau“

Tab. 26: Beschreibung der verwendeten Datensätze zur Modellierung des Subnetzes „Auskofferung“

Tab. 27: Beschreibung der verwendeten Datensätze zur Modellierung des Subnetzes „Transport“

Tab. 28: Indikatoren zur Bewertung von Altlastensanierungen nach (Bardos Paul, 2011)

Tab. 29: Indikatoren zur Bewertung der Kategorie „Ökologie“ und deren Beschreibungen (Bardos Paul, 2011)

Tab. 30: Indikatoren zur Bewertung der Kategorie „Gesellschaft“ und deren Beschreibungen (Bardos Paul, 2011)

Tab. 31: Indikatoren zur Bewertung der Kategorie „Ökonomie“ und deren Beschreibungen (Bardos Paul, 2011)

Tab. 32: ausgeschlossene Indikatoren in der Kategorie „Ökologie“

Tab. 33: ausgeschlossene Indikatoren in der Kategorie „Ökonomie"

Tab. 34: ausgeschlossene Indikatoren in der Kategorie „Gesellschaft“

Tab. 35: Ermittlung der Indikatorpunktzahl für den Indikator „Luft“ anhand Kennzahlen der Ökobilanz

Tab. 36: Ermittlung der Indikatorpunktzahl für den Indikator „Ökologie“ anhand Kennzahlen der Ökobilanz

Tab. 37: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Ressourcen und Reststoffe“ anhand Kennzahlen der Ökobilanz

Tab. 38: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Bodenzustand“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 39: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Gesundheit und Sicherheit“ anhand Kennzahlen der Ökobilanz

Tab. 40: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Nachbarschaft und Örtlichkeiten“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 41: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Unsicherheiten und Nachweis“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 42: direkte Kosten, entnommen aus (Barthel, 2013) und ermittelt nach (Bracke, et.al, 2005)

Tab. 43 : Kosten durch entgangene Mieteinnahmen (KMv) und theoretischer Nutzen der Verfahren (Ntheo.)

Tab. 44: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „direkte Kosten und Nutzen“ anhand der ermittelten Kennzahl

Tab. 45: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Projektlaufzeit & Flexibilität“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 46: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Beschäftigung und Mitarbeiterkapital“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 47: Übersicht der vergebenen Indikatorbewertungen

Tab. 48: Übersicht der vergebenen Indikatorbewertungen bei alternativer Vorgehensweise zur Berechnung der Indikatorpunktzahlen

Tab. 49: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Bodenzustand“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 50: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Unsicherheiten und Nachweis“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 51: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Nachbarschaft und Örtlichkeiten“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 52: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Projektlaufzeit & Flexibilität“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 53: Ermittlung der Punktzahl für den Indikator „Beschäftigung und Mitarbeiterkapital“ anhand persönlicher Einschätzungen

Tab. 54: Darstellung der Kosten zur Durchführung der TUBA (Barthel, 2013)

Tab. 55: Abschätzung der Kosten bei der Variante kBla

Tab. 56: Abschätzung der Kosten bei der Variante AtBR

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1. Einleitung und Aufgabenstellung

Das Konzept der Nachhaltigen Entwicklung wurde 1987 im „Brundtland Report“ als eine Entwicklung definiert, die den Bedürfnissen der heutigen Generation entspricht, ohne dabei die Möglichkeiten zukünftiger Generationen einzuschränken. Vor allem der unsachgemäße Umgang mit Stoffen sowie Chemikalienunfälle, aber auch Kriegseinwirkungen haben in der Vergangenheit vielerorts zu Verunreinigungen von Boden und Grundwasser geführt, weshalb umfangreiche Sanierungsmaßnahmen nötig wurden. (Held, et al., 2012)

Die Sanierung von kontaminierten Standorten trägt im Sinne der Nachhaltigen Entwicklung zu der Erhaltung von Land und Ressourcen, der Unterbindung der Ausbreitung von Verunreinigungen in Luft, Boden und Wasser sowie der Reduzierung des Druckes zur Erschließung unbelasteter Flächen bei. (Bardos, et al., 2002) In der Vergangenheit wurden daher die Bemühungen, einen Standort zu sanieren, immer als eine nachhaltige Tätigkeit angesehen. Der Verbrauch fossiler Energieträger sowie hohe Treibhausgasemissionen zur Beseitigung relativ geringer Schadstoffkontaminationen haben jedoch dazu geführt, die Nachhaltigkeit von Sanierungsprozessen in Frage zu stellen. (Bardos, et al., 2011) (Brinkhoff, 2011) Dem positiven Aspekt der Schadstoffbeseitigung stehen somit der technische Aufwand und die damit verbundenen Auswirkungen auf die Umwelt gegenüber. Diese sekundären Umweltauswirkungen werden bisher selten bei der Planung und Durchführung berücksichtigt. Der Fokus bei der Altlastensanierung liegt in der Regel auf der Beseitigung der Kontaminationen von Boden und Grundwasser, den sogenannten primären Umweltwirkungen. (Schrenk, 2007) Die deutsche Bundesbodenschutz- und Altlastenverordnung (BBodSchV) aus dem Jahr 1999 fordert im Sanierungsplan (§6, Absatz 2, Satz 3) zwar, die Auswirkungen von Sanierungsmaßnahmen auf die Umwelt darzustellen, die Art und Weise, wie dieser Forderung nachgekommen werden kann, ist jedoch nicht geregelt. Nachhaltigkeitsüberlegungen spielen in Deutschland im Bereich des nachsorgenden Umweltschutzes, d.h. bei der Sanierung von Boden und Grundwasser somit bisher keine bzw. eine untergeordnete Rolle. Deutlich anders wird mit dem Sachverhalt in den Vereinigten Staaten und auch im Europäischen Ausland umgegangen, hier rückt das Thema „Nachhaltigkeit bei der Sanierung“ immer mehr in den Vordergrund. (Held, et al., 2012) In Ländern wie England, den Niederlanden sowie den USA hat das Thema daher bereits Eingang in die Praxis der Sanierung und Wiedernutzbarmachung von industriellen und gewerblichen Brachflächen gefunden. (Dörr, et al., 2012) Eine Möglichkeit, dem Thema Nachhaltigkeit bei Altlastensanierungsverfahren zu begegnen, stellt das Instrument der Ökobilanzierung dar. Bei Ökobilanzen - oder sogenannten Lebenszyklusanalysen (engl. Life Cycle Assessment) werden Umweltauswirkungen eingesetzter Verfahren, Anlagen und Materialien von der Entstehung über ihren Gebrauch bis hin zur Beseitigung bilanziert und bewertet. (Schrenk, 2007) Während bei der Ökobilanzierung der Schwerpunkt auf der ökologischen Komponente liegt, eignen sich Multikriterienanalysen (Multi Criteria Assessment; MCA) als „ Hilfsmittel zur integralen Bewertung des Natur-Gesellschaftssystems in einer Einzelevaluation “. (Ness, et al., 2007) Multikriterienanalysen führen daher zu einem ganzheitlichen Ergebnis, welches neben ökologischen Auswirkungen auch ökonomische und gesellschaftliche Komponenten berücksichtigt. Ziel der Arbeit ist es, einen Beitrag zum Umgang mit dem Thema Nachhaltigkeit bei Altlastensanierungsverfahren zu leisten. Dazu sollen die Methoden der Ökobilanzierung sowie die Multikriterienanalyse angewendet werden und exemplarisch die Bewertung der Nachhaltigkeit an einem konkreten Projekt untersucht werden. Als Grundlage hierfür dient eine bereits durchgeführte Pilotsanierung im Industriepark Infraserv-Höchst. Hierbei wurde in einem Pilotprojekt das Verfahren der „thermisch unterstützten Bodenluftabsaugung“ angewendet, dem in der vorliegenden Arbeit die Verfahren der „kalten Bodenluftabsaugung“ sowie der „Auskofferung mit anschließender thermischer Bodenbehandlung und Rückverfüllung“ gegenübergestellt werden sollen.

2. Theoretische Grundlagen

2.1 Sanierungsverfahren für Boden und Grundwasser

Zur Bodensanierung steht eine große Anzahl an Techniken zur Verfügung. Diese sind in Dekontaminations- und Sicherungsverfahren zu unterteilen. (Schrenk, 2007) Dekontaminationsverfahren zielen auf die möglichst vollständige Entfernung der Schadstoffquellen im Untergrund ab. Dem kommt in der Regel die größte Bedeutung zu, da solche Schadstoffquellen eine Langzeitkontaminationsgefahr für die Schutzgüter Boden und Grundwasser darstellen. (Schmidt, 2001) Bei Sicherungsverfahren verbleiben die Schadstoffe im Untergrund, ihre Ausbreitung wird aber durch entsprechende Maßnahmen langfristig verhindert oder auf ein zulässiges Maß reduziert. Es wird grundsätzlich zwischen In-situ- und Ex-situ-Sanierungsverfahren unterschieden. Sanierungsverfahren In-situ erfolgen direkt im Boden oder im Grundwasser, während bei Ex-situ- Verfahren das Material außerhalb des Boden- und Grundwasserkörpers behandelt wird, und zwar entweder On-site, also auf der Sanierungsfläche, oder Off-site (an einem anderen Ort). Die Auswahl eines geeigneten Sanierungsverfahrens ist von zahlreichen Faktoren (u.a. Schadstoffart, Höhe der Schadstoffbelastung, Sanierungsziel, Zeithorizont etc.) abhängig. Auch das finanzielle Budget spielt eine entscheidende Rolle. Als wichtige Randbedingungen im Zusammenhang mit Altlastensanierungen sind das sichere Erreichen des Sanierungsziels, die Sanierungsdauer und die Sanierungskosten zu nennen. Diese Einschränkungen haben dazu geführt, dass bevorzugt Verfahren eingesetzt werden, die sich in der Praxis seit vielen Jahren bewährt haben. (Schrenk, 2007)

Im Folgenden werden die für diese Arbeit relevanten Verfahren vorgestellt.

2.1.1 Auskoffern und Entsorgen

Mit dieser Maßnahme werden häufig Schadstoffbelastungen in der ungesättigten Bodenzone beseitigt. Das verunreinigte Bodenmaterial wird zur Dekontamination hauptsächlich thermischen Ex- situ-Verfahren, chemisch-physikalischen Extraktionsverfahren, Waschverfahren sowie mikrobiologischen Reinigungsverfahren unterzogen. Durch die Zufuhr von Energie kommt es bei einer thermischen Ex-situ-Reinigung zur Destabilisierung der physikalischen und chemischen Bindungskräfte zwischen der Bodenmatrix und den Schadstoffen, wodurch diese in die Gasphase übergehen. In Abhängigkeit von oxidativen bzw. reduktiven Bedingungen erfolgt eine Zerstörung organischer Schadstoffe bereits im Ofenraum oder in nachgeschalteten Reinigungsstufen (z.B. thermisch oxidative Zerstörung in einer Nachverbrennung).

Thermische Reinigungsverfahren werden u.a. zur Beseitigung von aliphatischen und aromatischen Kohlenwasserstoffen eingesetzt. Dabei gehen die meisten Verbindungen bei Temperaturen bis 550°C in die Gasphase über und zersetzen sich bei Temperaturen oberhalb von 750 °C. (Schrenk, 2007)

2.1.2 In-situ-Verfahren : kalte Bodenluftabsaugung

Pneumatische Verfahren können bei leichtflüchtigen Kontaminationen in Boden und Grundwasser eingesetzt werden. Stand der Technik zur Sanierung der mit organischen Schadstoffen verschmutzten ungesättigten Bodenzone ist das Verfahren der kalten Bodenluftabsaugung (im Folgenden als kBla bezeichnet). Dabei wird durch Anlegen eines Unterdrucks an einen Absaugbrunnen eine Luftströmung im Untergrund erzeugt. Die im Boden vorliegenden organischen Chemikalien gehen in die Gasphase über und werden mit der Luftströmung ausgetragen. Die schadstoffbeladene Bodenluft wird gereinigt und an die Atmosphäre abgegeben. In der Anfangsphase einer Bodenluftabsaugung, d.h. solange noch eine separate, nicht wässrige Phase vorhanden ist, werden aufgrund der Verdampfung der Schadstoffphase häufig hohe Konzentrationen in der Gasphase und damit ein hoher Masseaustrag hauptsächlich aus den besser durchlässigen Zonen beobachtet. Danach sinken jedoch im Allgemeinen die Konzentrationen rasch ab. Ein Grund dafür können Schichten geringer Durchlässigkeit sein, die vom erzeugten Luftstrom weniger durchströmt oder sogar umströmt werden, so dass in diesen Bereichen der Massenübergang von der nicht wässrigen Phase in die Gasphase stark limitiert sein kann. Ist keine nicht wässrige Phase mehr vorhanden, geschieht der Massenübergang in die mobile Gasphase durch Desorption von der Feststoffphase in das Porenwasser und durch Verdampfung vom Porenwasser in die Gasphase. Diese Sanierungsphase ist durch sehr niedrige Konzentrationen im abgesaugten Gas charakterisiert („tailing“), die nicht auf geringe im Untergrund verbliebene Schadstoffmengen, sondern auf die genannten kinetisch limitierten Phasenübergangsprozesse zurückzuführen sind (vgl. Abb. 1)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 1: Beispielhafte Darstellung des asymptotischen Verlaufs der LHKW- Konzentration in der abgesaugten Bodenluft als Funktion der Vorhaltezeit einer Absauganlage (Gropper, et al.) 1

Eine erneute Bodenluftabsaugung nach Abschluss der Absaugung in dieser Phase führt oftmals zu einem signifikanten Wiederanstieg der Konzentration in der abgesaugten Bodenluft, da Verunreinigungen aus den benachbarten Bodenzonen in den Einflussbereich eines Absaugbrunnens migrieren, so dass nach einer Ruhephase wieder höhere Schadstoffkonzentrationen in der Bodenluft gemessen werden. Infolge der langsamen Massenübergangsprozesse werden bei Sanierungen mit der konventionellen Bodenluftabsaugung häufig Sanierungszeiträume von mehreren Jahren bis Jahrzehnten beobachtet. (Schmidt, 2001) Untersuchung von Bodenluftabsaugungsanlagen zeigen, dass nur bei einem Drittel der untersuchten Fälle die angestrebten Sanierungsziele erreicht werden. (Schrenk, 2007)

2.1.3 In-situ-Verfahren : thermisch unterstützte Bodenluftabsaugung

Da bei Anwendung konventioneller Verfahren in vielen Fällen aufgrund langer Sanierungszeiten hohe Kosten und negative Umweltauswirkungen entstehen können, wurden in der letzten Zeit eine Reihe sogenannter innovativer aktiver In-situ-Technologien entwickelt. Aktive In-situ-Technologien erhöhen den Schadstoffaustrag und reduzieren die Sanierungsdauer gegenüber konventionellen In- situ-Verfahren. Im Falle des vom VEGAS Institut entwickelten Verfahrens der thermisch unterstützten Bodenluftabsaugung wird durch ein Aufheizen des Untergrundes mittels eines Dampf-Luftgemisches2 eine deutlich höhere Extraktionsrate im Vergleich zu einer konventionellen Bodenluftabsaugung erzielt. Der injizierte Dampf kondensiert hierbei an der kalten Bodenmatrix und gibt seine Energie (Verdampfungsenthalpie) an die Bodenmatrix ab, bis diese auf die Siedetemperatur des Wassers erhitzt ist. Es bildet sich entsprechend der injizierten Dampfmenge eine räumlich mehr oder weniger ausgedehnte, vertikale Wärmefront aus, die sich von der Injektionsstelle aus fortbewegt und somit den erhitzten von dem noch nicht erwärmten Bereich abgrenzt (vgl. Abb. 2). (Schmidt, 2001)

(Hiester, et al., 2012) Im erwärmten Bereich werden die leicht- bis mittelflüchtigen organischen Schadstoffe verdampft und mit Unterstützung des injizierten Luftanteils in Richtung der Extraktionsbrunnen transportiert und ausgetragen. Wichtiger als die Stoffeigenschaften der flüssigen Schadstoffe ist bei der Sanierung mit Wärmequellen der Stoffübergang in die Gasphase. (Hiester, 2009 ) Der dominierende Effekt des Phasenübergangs ist hierbei der mit der Temperatur exponentiell ansteigende Dampfdruck.

Hierbei ist zu beachten, dass die Schadstoffe zusammen mit Wasser verdampfen, weshalb sich die beiden Dampfdrücke der nicht mischbaren Phasen Wasser und Schadstoff zum Gemischsiedepunkt addieren. Dieser Gemischsiedepunkt liegt immer unter dem der niedrigsiedenden Phase (meist Wasser). Beispielhaft ist dazu die Dampfdruckkurve von PCE

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Abb. 2: Prinzipskizze zum Verfahren der thermisch unterstützten Bodenluftabsaugung mittels Dampfinjektion (Schmidt, 2001)

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Abb. 3: Dampfdruckkurven der Einzelstoffe (H20, PCE) und des Stoffgemisches (H20 + PCE) beim Gemischsieden (Hiester, et al., 2012)

(Tetrachlorethen) und Wasser sowie die Dampfdruckkurve des Gemisches in Abb. 3 dargestellt. Weiterhin soll in der Darstellung deutlich werden, dass beim Betrieb einer Bodenluftabsaugung mit mehreren hundert Millibar Unterdruck sich im Wirkbereich des Pegels die Gemischsiedetemperatur verringert (bei den üblichen CKW- oder BTEX-Kontaminationen um etwa 5- 8 °C). (Hiester, et al., 2012) Insgesamt kann daher das Schadstoffspektrum gegenüber der kBla auf mittel- bis schwerflüchtige Verbindungen erweitert werden und es ergeben sich Vorteile bei der Sanierung gering durchlässiger Bereiche, in denen durch Wärmeleitprozesse oder eine gezielte Aufheizung ein beschleunigter Massenaustrag zum Tragen kommt. (Schmidt, 2001)

2.2 Nachhaltigkeit im Bereich der Altlastensanierung

2.2.1 Nachhaltigkeit und nachhaltige Entwicklung

Ende des 18. Jahrhunderts erkannte man, dass der Mensch nur die Menge an Rohstoffen entnehmen sollte, wie die Natur in der Lage ist nachzuliefern. Die Anwendung des Nachhaltigkeitsprinzips begrenzte sich zunächst allerdings mehr als 200 Jahre lang auf die Forst- und Fischereiwirtschaft. (Jörissen, et al., 1999) Rohstoffknappheit, die Zunahme von Umweltproblemen sowie der 1972 veröffentlichte Bericht des Club of Rome „Grenzen des Wachstums“ entfachte die Diskussion in Politik und Wissenschaft über Zusammenhänge zwischen gesellschaftlichen Produktions- und Lebensstilen, dem Wirtschaftswachstum und der Verfügbarkeit bzw. Endlichkeit von Ressourcenbeständen. Die Idee von nachhaltiger Entwicklung auf globaler Ebene begann 1972 auf der „Konferenz der Vereinten Nationen über die Umwelt des Menschen“ Form anzunehmen. Eine Absicht war es, das Wachstum zu limitieren, wodurch bei Dritte-Welt-Ländern die Befürchtung entstand, man wolle deren Entwicklung unterbinden. Die UN-Kommission für Umwelt und Entwicklung hatte es sich daher erst wieder im Jahre 1983 zum Ziel gesetzt, in strikter Konsensorientierung Handlungsempfehlungen zu erarbeiten, die geeignet sein sollten, den Prozess einer dauerhaften Entwicklung einzuleiten. (Jörissen, et al., 1999) Die wesentlichen Leistungen des 1987 veröffentlichten „Brundtland Berichts“ bestehen darin, zentrale Problemfelder der Menschheit zu benennen und als Grundprinzipien für die Realisierung einer nachhaltigen Entwicklung die globale Perspektive, die Verknüpfung zwischen Umwelt und Entwicklungsthemen und das Gerechtigkeitspostulat in den Mittelpunkt zu rücken. (Kopfmüller, 2007) Das Zitat „ development that meets the needs of the present without comprising the ability of future generations to meet their own needs “ (WCOED, 2009) ist berühmt und unterstreicht die Strategie nachhaltiger Entwicklung. Nachhaltige Entwicklung wird demnach als Entwicklungs- und Wachstumsstrategie verstanden, die sowohl intra- als auch intergenerationale Gerechtigkeit berücksichtigt, Zukunft und Gegenwart also gleichermaßen einschließt. (VDI) Bei der Konkretisierung dieser Grundprinzipien blieb der Brundtland Bericht jedoch ziemlich vage (Kopfmüller, 2007). Unbestritten hingegen ist, dass der Bericht als wesentliche Basis der „United Nations Conference on Environment and Development“ (UNCED) in Rio de Janeiro 1992 diente und zu einer intensivierten Debatte um die Operationalisierung des Leitbildes führte. Durch Unterzeichnung der „Rio-Deklaration“ und der „Agenda 21“ haben 173 Staaten eine nachhaltige Entwicklung als Leitbild für ihr politisches und gesellschaftliches Engagement anerkannt. Während in der Rio-Deklaration einige entwicklungs- und umweltpolitische Grundprinzipien festgehalten wurden, stellt die Agenda 21 ein an die Deklaration anknüpfendes Aktionsprogramm für Ziele, Maßnahmen und Instrumente zur Umsetzung des Leitbildes dar und umfasst gesellschaftliche, ökologische sowie ökonomische Aspekte. (Jörissen, et al., 1999)

„ Bisher gibt es jedoch noch immer keinen wissenschaftlichen oder gesellschaftlichen Konsens darüber, was nachhaltige Entwicklung im Einzelnen bedeutet und welche Verpflichtungen für die heute Lebenden damit verknüpft sind. “ (Jörissen, 2005) Diskussionen sind daher geprägt von „ der Konkurrenz der Ideen und Konzepte zur Definition und Operationalisierung des Leitbildes “. (Jörissen, et al., 1999) Dabei geht es um grundsätzliche Annahmen „ zum Verst ä ndnis von nachhaltiger Entwicklung und seiner Realisierbarkeit, um die Frage ob oder welche Regeln bzw. Handlungsleitlinien für die Konkretisierung formuliert werden können, die Gewichtung der einzelnen Nachhaltigkeitsdimensionen, geeignete Indikatoren zur Messung und Bewertung erreichter Zust ä nde, um quantitative und qualitative Ziele für diese Indikatoren sowie um ad ä quate Ma ß nahmen zur Erreichung dieser Ziele “. (Jörissen, et al., 1999)

2.2.2 Operationalisierung von Nachhaltigkeit

Nachhaltigkeit kann als ein Maß dafür beschrieben werden, wie gut eine bestimmte Unternehmung in der Lage ist, Zielen von nachhaltiger Entwicklung gerecht zu werden. Maßnahmen gelten demnach als nachhaltig, wenn unter Berücksichtigung gesellschaftlicher und wirtschaftlicher Faktoren minimale Langzeitwirkungen bzw. keine Umweltbelastungen angestrebt werden. (Bardos, et al., 2009) (Smith, et al., 2013) Um den Fortschritt zur nachhaltigen Entwicklung beurteilen zu können, wurden nach der Veröffentlichung des Brundtland Berichtes viele Bemühungen unternommen, Nachhaltigkeit zu operationalisieren. Berühmt ist das „Drei-Säulen-Konzept“, auch als „P3“ bezeichnet. P3 repräsentiert die Säulen „Planet“, „People“ und „Profit“. (Brinkhoff, 2011) Demnach ist eine nachhaltige Entwicklung „ nur durch das gleichzeitige und gleichberechtigte Umsetzen von umweltbezogenen, wirtschaftlichen und sozialen Zielen “ zu erreichen. (VDI) Um Nachhaltigkeit als ganzheitliches Zukunftsmodell zu realisieren, sind zahllose Wechselwirkungen zwischen ökologischen, ökonomischen und sozialen Gegebenheiten und Entwicklungen zu beachten. Nachhaltigkeit wird daher heute zumeist integriert dargestellt (vgl. Abb. 4). Hierbei überschneiden sich die drei Kreise und die Schnittmenge entspricht der Nachhaltigkeit. Diese Darstellung betont so die gegenseitige Verknüpfung und Abhängigkeit der drei Säulen. (Dosch, et al., 2013)

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Abb. 4: Die drei interagierenden Dimensionen nachhaltiger Entwicklung: Umwelt, Gesellschaft und Ökonomie, visuell dargestellt auf zwei unterschiedliche Arten (Adams, 2006) (Söderqvist, et al., 2004)

Es gibt keine standardisierte Vorgehensweise zur Bewertung der Nachhaltigkeit, wie dies z.B. bei der Ökobilanzierung der Fall ist. Nachhaltige Bewertungstechniken nutzen häufig die Aggregation einer individuellen Beurteilung von Indikatoren, um ein Gesamtverständnis von Nachhaltigkeit zu liefern. (Bardos, et al., 2011) Indikatoren sind dabei Kennzahlen oder Beschreibungen individueller Faktoren, die zu einem allumfassenden Verständnis der Nachhaltigkeit führen. Nach ISO CD 21929-2 werden Indikatoren beschrieben als Zahlen und Messungen, die Informationen eines komplexen Vorgangs, wie z.B. Umweltauswirkungen, in einer einfachen Form verständlich darstellen und nutzbar machen . Indikatoren müssen messbar sein oder in irgendeiner Weise ausreichend beschrieben werden, um eine Beurteilung zu ermöglichen. (Bardos, et al., 2009)

2.2.3 Nachhaltigkeitsbewertung von Altlastensanierungen

Nachhaltige Entwicklung im Bereich des Managements von kontaminierten Standorten, oder auch „nachhaltige Sanierung“ (engl. sustainable remediation), ist ein relativ neues und noch im Wachstum begriffenes Forschungsgebiet. (Smith, et al., 2013) (Brinkhoff, 2011) Der Begriff nachhaltige Sanierung beschreibt den nachweislich nachhaltigen Umgang mit einer Altlast, wobei Formen von nachhaltiger Bewertung in den Entscheidungsprozess zur Identifikation der „nachhaltigeren“ Herangehensweise eingeflossen sind. (Bardos, et al., 2002) Von der nachhaltigen Sanierung ist der Begriff „Green Remediation“ (im Weiteren als „ökologische Sanierung“ bezeichnet) abzugrenzen. Nach der Definition der amerikanischen Umweltbehörde erfordert die Praxis der ökologischen Sanierung, alle Umweltauswirkungen einer Sanierung zu berücksichtigen und Maßnahmen zur Minimierung des ökologischen Fußabdrucks zu ergreifen. (Held, et al., 2012) Darunter verstanden wird die

- Minimierung des Energieverbrauchs
- Maximierung des Einsatzes erneuerbarer Energien
- Minimierung der Emissionen von Schadstoffen sowie Treibhausgasen
- Minimierung des Wasserverbrauchs und des Einflusses auf Wasserressourcen
- Vermeidung, Wiederverwendung und Recycling von Materialien und Abfällen
- Minimierung der Flächeninanspruchnahme von Ökosystemen
- Nutzung von Synergieeffekten

Bei der „ökologischen Sanierung“ handelt es sich daher nicht um ein spezielles Sanierungsverfahren, sondern um einen Ansatz, Umweltauswirkungen zu minimieren. Da sich Standortbedingungen während der Sanierung ändern und sich die Auslegung der Sanierung auf der in der Erkundung gewonnenen Punktinformation stützt, sind bei einer ökologischen Sanierung auch stetige Optimierungen ein wichtiger Projektbestandteil. In einer exemplarischen Bewertung von spezifischen Sanierungsverfahren wurden von der USEPA Faktoren für die Bewertung in einem abgestuften Verfahren erarbeitet. Auf der ersten Stufe werden lediglich Maßnahmen auf dem Sanierungsstandort selbst bewertet. Stufe 2 schließt Transportaufwendungen und Stufe 3 letztlich die Herstellung der Materialien und Verbrauchsstoffe im Rahmen eines Life Cycle Assessments mit ein (vgl. Abb. 5). (Held, et al., 2012)

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Abb. 5: Faktoren für die Nachhaltigkeitsbewertung in drei Stufen (Held, et al., 2012)

„ Zurzeit gehen die Ü berlegungenüber diesen Ansatz der Green Remediation hinaus [...] und es wird nach Lösungen und Möglichkeiten für eine Quantifizierung einer ganzheitlichen (holistischen) Betrachtung von Sanierungsvorhaben auch unter Berücksichtigung der S ä ule Gesellschaft gesucht. “

(Held, et al., 2012) Vor diesem Hintergrund ist anzumerken, dass die Bewertung der Nachhaltigkeit bei der Sanierung im Wesentlichen ein Instrument zur Entscheidungsfindung darstellt.

(Bardos, et al., 2011 ) (Held, et al., 2012) Die „am meisten nachhaltige“ Herangehensweise ist die, welche unter Berücksichtigung der Ansichten von Projektbeteiligten3 optimal zwischen den drei Dimensionen balanciert und Maßnahmen umfasst, die ausgewählt, gestaltet und betrieben werden, um den ökologischen, gesellschaftlichen und ökonomischen Nutzen zu maximieren. (Smith, et al., 2013) Im Sinne der Nachhaltigkeit sollte daher nicht auf außergewöhnliche Ressourcen zugegriffen und über das Unterstützen natürlicher Prozesse (bspw. den Abbau durch Mikroorganismen) im Sinne der Natur gearbeitet werden. (Lesage, et al., 2001) (Bardos, et al., 2011 )

2.2.3.1 Internationale Initiativen

Bisher gibt es noch keine intereuropäische bzw. internationale Richtlinie oder Methodik zur Bewertung der Nachhaltigkeit von Sanierungsprojekten, was nach Woodward, et al. (2009) ein Hindernis für die breitere Anwendung darstellt. (Brinkhoff, 2011) Jedoch ist die Gestaltung von Rahmenplänen zur Durchführung nachhaltiger Sanierungen im Fortschritt begriffen. Rahmenpläne wurden bisher in den USA erarbeitet, wie z.B. durch die Initiative des „Sustainable Remediation Forums“ (SuRF) und der Initiative „Green Remediation“ der United States Environmental Protection Agency (USEPA). (Brinkhoff, 2011) In Europa hat „Contaminated Land Applications In Real Environments“ (CLAIRE) innerhalb von SuRF-UK4 einen Ansatz zur Entwicklung eines Rahmenplans zur Bewertung der Nachhaltigkeit von Boden- und Grundwassersanierungen geleistet. Andere Institutionen, die sich mit der Fragestellung beschäftigen, sind NICOLE (Network of Industrially Contaminated Sites in Europe) sowie CLARINET („Contaminated Land Rehabilitation Network for Environmental Technologies in Europe) (Brinkhoff, 2011)

2.2.3.2 Tools zur Bewertung der Nachhaltigkeit bei Altlastensanierungen

Zur Bewertung der Nachhaltigkeit bei Sanierungsmaßnahmen stehen verschiedene Hilfsmittel zur Entscheidungsfindung zur Verfügung. Aus der Tabelle gehen einige Techniken hervor, die bei Altlastensanierungen bisher eingesetzt wurden (vgl. Tab. 1). Bei den Bewertungsmethoden werden die drei Elemente Gesellschaft, Ökologie und Ökonomie unterschiedlich stark berücksichtigt. Bardos et al. bezeichnen dies als „Bedeckungsgrad“ der Methode, wobei ein hoher Bedeckungsgrad bedeutet, dass ein Element mit dieser Methode umfassend bewertet werden kann. Beispielsweise verfügt der CO2-Fußabdruck über begrenzte umweltbezogene Nachhaltigkeitsinhalte, da in der Bewertung die Bodenfunktionalität, die Biodiversität sowie nachteilige Auswirkungen auf die Landschaft nicht berücksichtigt werden. (Bardos, et al., 2011 )

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Tab. 1: Übersicht einiger bisher angewandter Techniken im Bereich der Altlastensanierung zur Entscheidungsunterstützung (Bardos, et al., 2011 )

Techniken zur Beurteilung der Nachhaltigkeit arbeiten häufig nach dem Prinzip der Aggregation von Einzelbewertungen, um ein Gesamtverständnis der „Nachhaltigkeit“ zur Verfügung zu stellen. Jedes Element der Nachhaltigkeit (Ökonomie, Umwelt und Gesellschaft) wird auf der Grundlage von Einzelbewertungen zusammenfassend bewertet. (Bardos, et al., 2009)

2.3 Ökobilanzierung

Kontaminierte Standorte werden saniert, da diese ein Risko für die lokalen Umweltbedingungen und für die Benutzer des Standortes darstellen. Die Reduzierung lokaler Risiken, die auch als primäre Umweltwirkungen bezeichnet werden, geht mit sekundären Umweltwirkungen einher, die durch Extraktion, Material, Nutzung und „end-of-life“-Phasen von Hilfsmitteln, Ausrüstung und Energieverbrauch eintreten (vgl. Abb. 6) (Lemming, 2012).

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Abb. 6: Rahmen der Lebenszyklusbetrachtung (David E. Ellis, 2009)

Ökobilanzen im Bereich von Altlastensanierungsmaßnahmen wurden schon vor der Entwicklung der Nachhaltigen Sanierung angewandt. Einige Studien demonstrieren die Benutzung und Vorzüge der Ökobilanzierung (vgl. Lemming, 2010, 2012). Die meisten Studien wurden im Vorfeld zur Auswahl der Sanierungsmaßnahme angewandt, andere untersuchen bereits durchgeführte Projekte. Betrachtungen von ökobilanziellen Untersuchungen umfassen die Nutzung von Ressourcen, die menschliche Gesundheit sowie ökologische Wirkungen. (Schrenk, 2007)

Die elementaren Bestandteile einer Ökobilanz sind in der DIN ISO 14040 definiert und umfassen die Schritte Festlegung von Ziel und Untersuchungsrahmen, Sachbilanz, Wirkungsbilanz und Auswertung der Ergebnisse. Diese vier Phasen werden in der Praxis meistens nicht rein sequentiell durchgeführt, sondern iterativ (vgl. Abb. 7). (Pfister, et al., 2013)

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Abb. 7: Rahmen einer Ökobilanz nach DIN ISO 14040

2.3.1 Festlegung von Ziel und Untersuchungsrahmen

Innerhalb des Ziel- und Untersuchungsrahmens wird zunächst der Zweck der Ökobilanzierung definiert. Darauf aufbauend werden die Systemgrenzen, die funktionelle Einheit und die Methode zur Wirkungsabschätzung festgelegt. (Haase, 2012) Durch die Systemgrenzen werden der technische und der geografische Erfassungsbereich der Daten sowie die Bilanzzeit festgelegt. (Gropper, et al.) Die funktionelle Einheit ist ein Maß für den Nutzen eines untersuchten Produktsystems und dient hauptsächlich dazu, einen Bezug zu Input- und Outputflüssen zu schaffen. In Kombination mit der Festlegung der Systemgrenzen erreicht man so eine Vergleichbarkeit der Ergebnisse von Ökobilanzen. (M. Koller, 2000)

2.3.2 Sachbilanz

Die Sachbilanz ist laut ISO der „Bestandteil der Ökobilanz, der die Zusammenstellung und Quantifizierung von Inputs und Outputs eines gegebenen Produktes im Verlauf seines Lebensweges umfasst“. (DIN EN ISO 14040:2006) Diese beinhaltet sowohl die In- und Outputs aus der Technosphäre (Produkte, Hilfsstoffe, Materialien, Elektrizität, Wärme) wie

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Abb. 8: In- und Outputs eines Einheitsprozesses (Pfister, et al., 2013)

auch aus der Biosphäre (Ressourcen und Emissionen). Die Datensammlung beginnt auf der Ebene von Einheitsprozessen, d.h. bezüglich der einzelnen Prozesse, die in den Systemgrenzen enthalten sind (vgl. Abb. 8). Die Sachbilanzierung liefert aus der Bilanzierung aller systemrelevanten Transporte, Speicherungen und Wandlungen von Stoffen und Energien eine auf das untersuchte System und die funktionelle Einheit bezogene Zusammenstellung von Emissionen, Flächen- und Ressourcenverbräuchen. Das Ziel der Sachbilanz ist somit die Berechnung der kumulierten Emissionen und Ressourcenverbräuche (Lebenszyklusinventar - engl. Life Cycle Inventory - LCI) des zu untersuchenden Produktystems. (Pfister, et al., 2013)

2.3.3 Wirkungsbilanz (nach CML 2001)

Die Wirkungsbilanz (engl. Life Cycle Impact Assessment- LCIA) dient im Rahmen der Ökobilanzierung der Quantifizierung der Umweltwirkungen eines Produktsystems. Dazu werden die Ergebnisse der Sachbilanz den gewählten Umweltwirkungskategorien zugeordnet (Klassifizierung) und über sog. Charakterisierungsmodelle zu Wirkungsindikatoren umgerechnet (Charakterisierung). (Haase, 2012) Zur Klassifizierung werden die Ressourcenverbräuche und Emissionen aus der Sachbilanz sogenannten Wirkungskategorien (z.B. Klimawandel, Ökotoxizität, Versauerung, Eutrophierung) zugeordnet. Eine Emission kann dabei auch mehrere Effekte in unterschiedlichen Wirkungskategorien haben. (Pfister, et al., 2013) Im Rahmen der Charakterisierung werden die Ressourcenverbräuche und Emissionen zur Vergleichbarkeit mit einem Charakterisierungsfaktor „gewichtet“ und auf einen Referenzstoff bezogen. (Pfister, et al., 2013). Die Berechnung erfolgt gemäß Formel (1).

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Methoden zur Wirkungsabschätzung sind prinzipiell in wirkungs- und schadensorientierte Methoden unterteilt. Bei wirkungsorientierten Ansätzen (sog. midpoint-Methoden) werden die Beiträge zu ausgewählten Umweltproblemen quantifiziert, während bei den schadensorientierten Ansätzen (sog. endpoint-Methoden) die Wirkungen bezüglich resultierender Schäden an den drei Schutzgütern (menschliche Gesundheit, Ökosystemqualität und Ressourcen) aggregiert werden. (Haase, 2012) (Pfister, et al., 2013) In Abb. 9 ist ein Schema basierend auf dem von der Sachbilanz zur Verfügung gestellten Lebenszyklusinventar dargestellt. Die Ermittlung der Wirkungsindikatoren auf midpoint- Ebene ist dabei mit geringeren Unsicherheiten verbunden als die Ermittlung der Schadensindikatoren, da für diese große Unsicherheiten bezüglich der Ursachen für die Schädigungen bestehen. (Haase, 2012)

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Abb. 9: Schematische Darstellung der Bewertung von Umweltauswirkungen auf Basis von Lebenszyklusinventaren (Haase, 2012)

Methoden zur Wirkungsabschätzung sind sehr unterschiedlich, beispielsweise in Bezug auf den Umfang der Bewertung, das Aggregationsniveau, den geographischen Gültigkeitsraum (Bezug zur nationalen Umweltpolitik) sowie die Gewichtungsmethoden. (Pfister, et al., 2013) Ein Auszug einiger wichtiger Methoden ist in Tab. 2 dargestellt.

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Tab. 2: Übersicht einiger Methoden zur Wirkungsabschätzung

Zur Ermittlung der Wirkungsbilanz wurde aufgrund des europäischen Gültigkeitsraums die Methode CML 2001 als teilaggregierende Methode gewählt. Dieses am Leiden University Institute of Environmental Sciences (Centrum voor Milieukunde, CML) von Heijungs et al. operationalisierte Konzept wurde innerhalb der letzten Jahre von Guinée et al. (2002) aktualisiert und erweitert und gehört zu den ersten Wirkungsabschätzungsmethoden. „ In der aktualisierten Publikation werden Bewertungsans ä tze zu 16 Wirkungskategorien diskutiert und Empfehlungen zur Wahl des Ansatzes geliefert “ (vgl. Tab. 3). (Frischknecht, 2013)

Tab. 3: Liste annerkannter Umweltprobleme nach Guinée et al. mit Hervorhebung der „Basiskategorien“

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Die generelle Struktur des Life Cycle Assessments bleibt bei CML unverändert, wonach die Auswirkung als Summe des Produktes einer Stoffmenge und eines Charakterisierungsfaktors innerhalb einer Kategorie verstanden wird (vgl. Formel 1). Die Ergebnisse werden demnach bezogen auf Referenzeinheiten in den jeweiligen Wirkungsklassen dargestellt. Die Wahl des Zeithorizonts sowie des geographischen Geltungsbereichs bei bestimmten Wirkkategorien erfolgte nach Empfehlungen von Guinée et.al. (2002).

Auswahl der für die Untersuchung relevanten Wirkkategorien

Da durch das Berücksichtigen bestimmter Wirkkategorien eine erste entscheidende Wertung vorweggenommen wird, empfehlen Guinée et.al. (2002) die Untersuchung anhand der in Tab. 3 fett dargestellten „Basiskategorien“. In der vorliegenden Untersuchung werden aus diesen die Wirkkategorien Ozonschichtabbau und photochemische Oxidantienbildung von der Untersuchung ausgeschlossen. Begründet wird dieser Ausschluss damit, dass durch das Verbot ozonschädigender Substanzen seit Mitte der neunziger Jahre keine weitere Abschwächung der Ozonschicht beobachtet wird und die Relevanz dieser Wirkkategorie in dieser Untersuchung eher als geringfügig eingestuft wird. (MeteoSchweiz, 2008) Weiterhin wird die photochemische Oxidantienbildung ausgeschlossen, da diese weitgehend zu gesundheitlichen Effekten an Organismen und Pflanzen führt, was auch im Hinblick auf die folgende Nachhaltigkeitsbewertung anhand der Wirkkategorien Humantoxizität und Ökotoxizität bereits in der Bewertung berücksichtigt wird.

Im Folgenden werden die ausgewählten Kategorien näher beschrieben, wobei bei einigen auf die Berechnung der Charakterisierungsfaktoren eingegangen wird, um ein grundlegendes Verständnis der zugrunde gelegten Methodik zu vermitteln.

2.3.3.1 Erschöpfung abiotischer Ressourcen

Abiotische Ressourcen sind natürliche Ressourcen wie Eisenerz, Erdöl und Windenergie. Die Erschöpfung von Ressourcen ist ein weit diskutiertes Gebiet mit vielen Methoden. Nach CML wird die abiotische Erschöpfung gemäß der nachstehenden Formel berechnet und ausgedrückt in kg der Referenzressource Antimon (Guinée, 2002):

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Die Berechnung des Charakterisierungsfaktors ADP erfolgt anhand des Verhältnisses von Vorkommnissen und Extraktionsraten des betrachteten Stoffes in Bezug zur Entnahme und Reserve der Referenzsubstanz Antimon:

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Tab. 4: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 für die Umweltwirkung Erschöpfung abiotischer Ressourcen ausgedrückt in Antimon Äquivalenten für ausgewählte Schadstoffe (Guinée, 2002)

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2.3.3.2 Klimawandel

Als Klimawandel wird die Verstärkung der Absorption von Wärmestrahlung in der Atmosphäre durch sog. Treibhausgase verstanden. (Guinée et.al, 2002) Wichtige Schadstoffe dieser Kategorie sind CO2, N2O und CH4. Das Indikatorergebnis wird ausgedrückt in CO2-Äquivalenten und anhand der folgenden Formel berechnet:

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Das Treibhauspotenzial (GWP) nach IPCC (2007) entspricht dabei „ dem Verh ä ltnis der Verst ä rkung der Absorption von Infrarotstrahlung durch einen Schadstoff i zur Verst ä rkung der Absorption von Infrarotstrahlung durch dieselbe Menge an CO 2über ein gegebenes Zeitintervall.“ (Haase, 2012) Zur Berechnung wird dazu das zeitliche Integral des Produkts aus Strahlungsantrieb und Konzentration des emittierten Stoffes i durch den Term für CO2 dividiert (vgl. Formel (5). (Pfister, et al., 2013) In Abhängigkeit von der Stabilität der Substanz ändert sich die Gewichtung der einzelnen Emissionen je nach gewähltem Zeithorizont. In der Bewertung wurde ein Zeithorizont von 100 Jahren gewählt.

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Tab. 5: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 für die Umweltwirkung Klimawandel ausgedrückt in CO2 Äquivalenten für ausgewählte Schadstoffe (betrachteter Zeithorizont 100 Jahre, Maßstab global) (Guinée, 2002)

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2.3.3.3 Versauerung

Die Versauerung von aquatischen und terrestrischen Systemen erfolgt hauptsächlich durch die nasse und feuchte Deposition von Schwefel- (SOx) und Stickstoffoxiden (NOx) sowie Ammoniak (NH3). Die Verbrennung fossiler Brennstoffe sowie die Landwirtschaft gelten als Hauptverursacher. (Budavari, 2011) Versauerung hat negative Auswirkungen auf Böden, Grund- und Oberflächengewässer, Organismen, Ökosysteme sowie Materialien. (Pfister, et al., 2013) (Haase, 2012) Das Indikatorergebnis wird ausgedrückt in SO2 Äquivalenten und anhand Formel (6) berechnet.

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Einzelne Wirkungspotentiale für versauernd wirkende Schadstoffe werden dabei gemäß Formel (7) ermittelt, indem das chemische Potential eines jeden Stoffes, H+-Ionen zu bilden, in Relation gesetzt wird zum H+-Ionenbildungspotential der Referenzsubstanz SO2. (Marheineke, et al., 2000).

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Da die versauernde Wirkung eines Schadstoffes abhängig von regionalen Gegebenheiten 0-100% des maximalen Potenzials betragen kann (z.B. aufgrund unterschiedlicher Pufferkapazitäten von Böden), erfolgt weitergehend die Berechnung des Versauerungspotentials für Luftemissionen mit dem angepassten RAINS 10 Model, welches den Verbleib und die Deposition von versauernden Substanzen beschreibt.

Tab. 6: Charakterisierungsfaktoren nach CML 2001 fürdie Umweltwirkung Versauerung ausgedrückt in SO2 Äquivalenten für ausgewählte Schadstoffe (Guinée, 2002)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

[...]


1 Der auf den aktuellen LHKW Austrag bezogene Stromverbrauch nähert sich asymptotisch einer Geraden an, hier 5000 kWh/kg LHKW. Die dritte gezeichnete Funktion zeigt den kumulierten (mittleren) spezifischen Energieverbrauch. Er liegt hier nach 10 Monaten bei gut 1000 kWh/kg LHKW (Gropper, et al.)

2 Im Englischen oft als "Steam Enhanced Extraction" (SEE) bezeichnet

3 z.B. Grundstückeigentümer, Anwohner, beteiligte Firmen, Regierungspräsidien

4 englischer Ableger der US Organisation

Details

Seiten
129
Jahr
2014
ISBN (eBook)
9783656823827
ISBN (Buch)
9783656838869
Dateigröße
3.3 MB
Sprache
Deutsch
Katalognummer
v283055
Institution / Hochschule
Hochschule RheinMain
Note
1,0
Schlagworte
Multikriterienanalyse Life Cycle Assessment Ökobilanzierung Altlastsanierung SuRF Bodenluftabsaugung Nachhaltigkeitsbewertung

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Titel: Untersuchungen zur Bewertung der Nachhaltigkeit einer Altlastsanierung  auf  einem Industriestandort mittels Ökobilanzierung und Multikriterienanalyse