EINFLUSS DER BETRIEBSWEISE AUF DIE\nPARTIKELEMISSIONEN VON HOLZÖFEN\nProjektzusatz 1+2 zum Projekt Wirkung von\nNorbert Klippel, Verenum\nLangmauerstrasse 109, 8006 Zürich, www.verenum.ch\nThomas Nussbaumer, Verenum\nVerenum, 8006 Zürich\nDr. Norbert Klippel, Verenum\nPD Dr. Thomas Nussbaumer, Verenum\nAdrian Hess, Verenum\nJörg Hertig, Tiba AG, 4416 Bubendorf\nDaniel Wagner, Tiba AG, 4416 Bubendorf\nPeter Hasler, Tiba AG, 4416 Bubendorf\nKrista Meurer, RCC Cytotest Cell Research GmbH, D-64380 Rossdorf\nChristine Behle-Wagner, RCC Cytotest Cell Research GmbH, D-64380 Rossdorf\nDr. Albrecht Poth, RCC Cytotest Cell Research GmbH, D-64380 Rossdorf\nDaniel Binggeli, Bundesamt für Energie\nDr. Peter Straehl, Bundesamt für Umwelt\nUlrich Jansen, Bundesamt für Umwelt\nNorbert Klippel, Thomas Nussbaumer:\nEinfluss der Betriebsweise auf die Partikelemissionen von Holzöfen\nBundesamt für Energie, Bern, 2007\nCopyright © Verenum (Switzerland) 2007\nDownload unter www.verenum.ch\nIm Auftrag des Bundesamt für Energie, Forschungsprogramm Biomasse\nMühlestrasse 4, CH-3063 Ittigen, Postadresse: CH-3003 Bern\nTelefon +41 31 322 56 11, Fax +41 31 323 25 00, www.bfe.admin.ch\nBFE-Projektleiter: Daniel Binggeli\nBezug der Publikation: www.energieforschung.ch\nFür den Inhalt und die Schlussfolgerungen sind ausschliesslich die Autoren verantwortlich.\nAusgangslage und Zielsetzung.................................................. 9\nHandbeschickte Holzfeuerungen ..................................................................10\nExperimenteller Aufbau und Messgrössen ...................................................12\nErgebnisse der gravimetrischen Staubmessung ................... 14\nOfentyp 1: Einfacher Metallofen....................................................................14\nOfentyp 2: Moderner Ofen mit Qualitätssiegel ..............................................18\nOfentyp 3: Zweistufige Verbrennung.............................................................20\nBeschreibung Ofen 3\nVerbrennungsphasen am Beispiel von Ofen 3\nEmissionen von Ofen 3\nGrössenspektren der Partikelemissionen............................... 25\nPartikelspektren Ofentyp 1: Einfacher Metallofen .........................................25\nPartikelspektren Ofentyp 2: Ofen mit Qualitätssiegel....................................30\nPartikelspektren Ofentyp 3: Zweistufige Verbrennung ..................................35\nZusammenfassung der Partikelspektren bei verschiedenen\nPelletofen ................................................................................... 42\nGravimetrische Staubmessungen .................................................................42\nZusammenhang zwischen CO- und Staubemissionen .......... 45\nBiologische Tests...................................................................... 48\nProbennahme für biologische Tests..............................................................48\nMethodik Zelltests .........................................................................................49\nErgebnisse für eine automatische Holzfeuerung\nErgebnisse für ausgewählte Stäube aus Kleinfeuerungen\nChemische Analyse der Staubinhaltsstoffe............................ 54\nInterpretation der biologischen Tests ..................................... 56\nSchlussfolgerungen .................................................................. 57\nPartikelemissionen von Holzöfen ..................................................................57\nGesundheitswirkung der untersuchten Feinstäube .......................................59\nAnhang: Zusammenfassung der Staubmessungen............... 61\nIm Rahmen des Gesamtprojekts „Gesundheitswirkung von Verbrennungspartikeln“ wurden Feinstäube aus einer automatischen Holzfeuerung im Vergleich zu Russemissionen von Dieselmotoren\nuntersucht . Dabei wurde gezeigt, dass in einer korrekt betriebenen automatischen Holzfeuerung\neine annähernd vollständige Verbrennung erzielt werden kann, bei der die Staubemissionen vorwiegend aus anorganischen Salzen bestehen. In biologischen Zelltests wurde gezeigt, dass dieser\nFeinstaub eine deutlich geringere Zelltoxizität als Dieselruss aufweist.\nBei handbeschickten Holzfeuerungen entstehen zusätzliche Feinstäube als Folge einer unvollständigen Verbrennung. Wegen der grossen Anzahl solcher Kleinfeuerungen in Wohngebieten ist es wichtig, deren potenzielle Gesundheitsgefährdung abzuschätzen. Ziel der vorliegenden Zusatzuntersuchung zum Projekt  ist deshalb, den Einfluss der Betriebsweise von Kleinfeuerungen auf die\nStaubemissionen zu quantifizieren und die Gesundheitsgefährdung des Feinstaubs aus Kleinfeuerungen und dabei insbesondere auch aus einer unvollständigen Holzverbrennung in biologischen Zelltests abzuschätzen und mit Dieselruss sowie anorganischem Feinstaub aus einer automatischen\nHolzfeuerung zu vergleichen.\nDazu wurden drei Stückholzöfen und ein Pelletofen untersucht. Die Untersuchungen wurden mit\nnaturbelassenem Holz und in einem Fall mit Strohpellets durchgeführt. Der Staubgehalt im Abgas\nwurde durch Probenahme des Feststoffs auf einem auf 120°C beheizten Filter (in Anlehnung an die\nVDI-Norm) sowie durch Sammlung der kondensierbaren Stoffe in Waschflaschen und einem nachgeschalteten Filter bei Raumtemperatur (in Anlehnung an die EPA-Norm) erfasst. Zur Erfassung des\nzeitlichen Verlaufs der Emissionen und der Grössenverteilung der Partikel wurde die Kombination\neines Scanning Mobility Particle Sizers (SMPS) und eines Streulichtgeräts eingesetzt.\nDie Resultate zeigen, dass ein ideal betriebener Stückholzofen auf dem Prüfstand vergleichbare oder\nsogar geringere Staubemissionen als eine automatische Holzfeuerung erzielen kann. Dies gilt für\neinen Holzofen, der mit kleinen Chargen an kleinen Scheitern von trockenem Holz (zwei Scheiter zu je\n0,75 kg mit Wassergehalt w = 12 %) beladen und mit genügend Luftzufuhr durch einen ausreichenden\nKaminzug (12 – 14 Pa Unterdruck) bei offener Luftklappe betrieben wurde. Ein konventioneller Holzofen erreicht so mittlere Gesamtemissionen an Staub und Kondensat von 20 – 60 mg/m3 (alle Angaben bei 13 Vol.-% O2), wobei der Kondensatanteil weniger als 10% der Gesamtfracht ausmacht. Ein\nsolcher Heizbetrieb setzt allerdings voraus, dass in kurzen Zeitabständen (etwa alle 30 Minuten)\nregelmässig Holz nachgelegt wird.\nWird ein konventioneller Holzofen mehr als zur Hälfte befüllt und im vorliegenden Fall mit rund 4 kg\nHolz pro Charge betrieben, um das häufige Nachlegen zu vermeiden, so entsteht auch bei offener\nLuftklappe eine lokale Luftmangelsituation im Ofen mit unvollständiger Verbrennung. Dies führt zu\nhohen Emissionen an Russpartikeln und kondensierbaren organischen Verbindungen. Die Gesamtemission an Staub und Kondensat steigt im untersuchten Beispiel dabei auf 790 mg/m3, wovon\n130 mg/m3 als Feststoff bei 120°C und 660 mg/m3 als Kondensat anfallen. Das Kondensat, das bei\nder Filtermessung nach VDI nicht erfasst wird, trägt somit wesentlich zur Umgebungsluftbelastung bei.\nBesonders hohe Emissionen entstehen, wenn ein Ofen nicht nur überfüllt, sondern zusätzlich die\nLuftklappe geschlossen wird, um die Leistung zu reduzieren und die Wärmeabgabe zu verzögern.\nHierbei entstehen im Extremfall Partikelemissionen von bis zu 5’000 mg/m3 im beheizten Filter und\nzusätzlich bis zu 9’000 mg/m3 Kondensat. Zwischen optimaler und sehr schlechter Betriebsweise\neines solchen Ofens besteht somit ein Unterschied in den Staubemissionen von mehr als einem\nFaktor 100. Der Fehlbetrieb durch eine vollständig geschlossene Luftklappe wird bei bestimmten\nFabrikaten dadurch verhindert, dass die Minimalstellung der Klappe mechanisch blockiert wird.\nDennoch bleibt bei konventionellen Stückholzöfen ein sehr grosser Einfluss des Betreibers auf die\nEmissionen, der durch derzeitige Prüfvorschriften nicht zuverlässig erfasst wird. Dies zeigt, dass\ndie tatsächlichen Emissionsfaktoren von handbeschickten Holzfeuerungen im Praxisbetrieb\nschwer abzuschätzen sind und\ndie heutige Typenprüfung wenig aussagekräftig für den Praxisbetrieb ist.\nZuverlässig tiefe Partikelemissionen ohne grossen Einfluss des Betreibers wurden bei einem Holzofen\nmit seitlichem unterem Abbrand und zusätzlicher Sekundärlufteindüsung nachgewiesen. Dieser Ofen\nist eine Sonderentwicklung in Kleinserie. Er erreicht mit trockenem Holz Staubemissionen von 10 bis\n30 mg/m3 und liegt damit noch leicht tiefer als ein konventioneller Ofen im Idealbetrieb. Der wesentliche Vorteil liegt jedoch im geringen Betreibereinfluss. Ein Überfüllen ist aufgrund der Bauart grundsätzlich ausgeschlossen, so dass auch bei typischer Betriebsweise mit feuchterem Holz (w = 20%)\nmittlere Staubemissionen von 30 mg/m3 über mehrere Stunden erreicht werden, ohne dass Holz\nnachgelegt werden muss, während beim Betrieb mit nassem Holz das Feuer in kurzer Zeit ausgeht.\nSomit ist ein Betriebszustand mit sehr hohen Staubemissionen nahezu ausgeschlossen und die\nEmissionen sind nicht nur im Prüfstandsbetrieb, sondern auch in der Praxis nach oben begrenzt.\nDiese Sonderentwicklung hat bei den derzeitigen Prüfvorschriften und gesetzlichen Limiten jedoch\nNeben den Feinstaubemissionen wurden auch die CO-Emissionen kontinuierlich mitgemessen. Der\nZusammenhang zwischen Staub- und CO-Emissionen unterscheidet sich für die verschiedenen Phasen eines Abbrands. Bei schlechtem Betrieb in der Startphase oder nach dem Nachlegen von Holz\ntreten sowohl hohe Staub- als auch hohe CO-Emissionen auf. Bei gutem Betrieb mit trockenem\nBrennstoff sind die Staub- und CO-Emissionen gering. In der Ausbrandphase sind dagegen die COEmissionen hoch, während die Staubemissionen im Vergleich zu anderen Betriebsphasen vernachlässigbar sind.\nPelletöfen können in der Brennstoffzufuhr und Luftmenge automatisch geregelt sein. Der Betreibereinfluss ist dann minimal. Die Messung an einem geregelten Pelletofen ergab mit Holzpellets eine\nStaubemission von 25 mg/m3. Beim Testbetrieb mit Strohpellets erhöhten sich die Staubemissionen\nauf rund 160 mg/m3 und der Ofen war nicht für längere Zeit zu betreiben, da die Retorte mit Asche\nüberfüllt wurde. Gleichzeitig stiegen auch die Stickoxidemissionen deutlich an.\nDie biologischen Zelltests von Staub aus einem sehr schlecht betriebenen Stückholzofen ergaben ein\ndeutlich höheres Schädigungspotenzial als bei Dieselruss. Hieraus folgt, dass schlecht betriebene\nStückholzöfen nicht nur überhöhte Emissionen erzeugen, sondern der dabei emittierte Feinstaub auch\nbesonders gesundheitsschädlich ist. Andererseits wurde gezeigt, dass technische Lösungen zur\nVermeidung solch unerwünschter Betriebszustände möglich sind.\nInfluence of the operation mode on the particle emissions of wood stoves\nParticle emissions from small wood furnaces strongly depend on furnace design, operation conditions,\nand type and properties of the used wood fuel. The aim of the present study is to indicate the range of\nvariability of particle emissions and size distributions and to assess the health impacts of wood\nparticles resulting from different combustion conditions in comparison to Diesel soot. The ability to\ndeal with wood of different quality, which is mainly determined by the water content, is compared for\nthe following combustion devices:\nA metal stove with small combustion chamber and low mass of ceramics lining,\nA modern wood stove with large combustion chamber and heavier ceramic lining which fulfils\nthe requirements of the Swiss quality label,\nA newly designed wood stove with two-stage combustion by gasification and consecutive gas\noxidation in a separated combustion chamber with secondary air\nA modern pellet stove operated with wood pellets and straw pellets.\nIn addition to conventional mass concentration measurements of solid particles, the time dependence\nand size distribution of the particle emissions is monitored in the size range from 20 nm to 10 µm by a\ncombination of a scanning mobility particle sizer (SMPS) and an optical particle counter (OPC).\nFurthermore, the mass concentration of condensable matter is measured and chemical analyses on\norganic carbon and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) of solid particles and condensable matter\nThe resulting particle emissions vary between 20 mg/m3 at 13% O2 for stove no. 3 operated with dry\nwood, and up to 5’000 mg/m3 for stove no. 1 operated under very bad conditions. An important finding\nis that very bad conditions are prevented by the advanced design features of stove no. 3. The size\ndistribution is shifted significantly by operation conditions with a predominant fraction of PM 2.5 in all\ncases. The spectra for low emissions are comparable to modern oil burners, while bad operation\ncreates a large fraction of particles near 0.5 to 1 µm.\nThe composition of the particles is an important parameter for the interaction with the human body and\nresulting health effects. The toxicity of the particles is tested by a standard test method with lung cells\nof the Chinese hamster. This cell line allows also a standard detection of chromosome defects, which\nare an indicator for the carcinogenic potential of the applied particles. In a recent study we have\nshown that particles from automatic wood furnaces are less toxic than Diesel soot . This result is not\ntransferable to small wood furnaces. Unlike automatic furnaces the particles do not mainly consist of\nsalts but contain high concentrations of soot. In addition, condensable organic compounds are found\nin relevant concentrations. Consequently, the present results show, that wood particles from very bad\noperation conditions in stove no. 1 exhibit a significantly higher cell toxicity and carcinogenic potential\nthan Diesel soot. Furthermore, the chemical analyses reveal substantially higher concentrations of\nPAHs, which are assumed to contribute to the increased toxicity.\nBei der Typenprüfung von handbeschickten Holzfeuerungen bestehen erhebliche Unsicherheiten über\ndie Durchführung der Messungen sowie den Einfluss der Betriebsweise und des Kamins. Zu den\noffenen Fragen gehört insbesondere die Auslegung der Messvorschrift.\nGemäss Norm zur Durchführung der Messungen für das Qualitätssiegel und die Typenprüfung (EN\n13240) erfolgt die Betriebsweise der Holzfeuerungen so, dass zuerst eine Grundglut erzeugt wird und\ndie Messung anschliessend sofort ab Nachlegen der Holzcharge auf die Grundglut beginnt. Die Norm\nsollte nach Ansicht der Verfasser so interpretiert werden, dass eine vergleichsweise grosse Charge\nnachgelegt wird, da dies am ehesten einer praxisnahen Betriebsweise entspricht. Es wird aber vermutet, dass die Norm teilweise nur dadurch eingehalten wird, dass lediglich sehr kleine Holzmengen\nnachgelegt werden. Aus diesem Grund soll anhand einiger Beispiele ein Vergleich der Betriebsarten\ndurchgeführt werden. Eine Feuerung mit unterem Abbrand kann teilweise ohne Vorfeuer kontinuierlich\nbetrieben werden. Hier wird anhand einer Messreihe diskutiert, wie eine sinnvolle Typenprüfungsmessung durchgeführt werden kann.\nBei kleinen handbeschickten Holzöfen besteht auch Klärungsbedarf über den Einfluss des Anfeuerns\nund der Ausbrandphase auf die Staubemissionen. Beide Betriebszustände werden in der derzeitigen\nTypenprüfung nicht erfasst. Eine Messung solcher transienter Emissionsphasen mit der konventionellen Filtermethode nach VDI-Norm ist aufwändig und in der Zeitauflösung stark begrenzt. Aus diesem\nGrund werden in dieser Arbeit zusätzlich zur gravimetrischen Filtermessung zwei Geräte eingesetzt,\ndie eine kontinuierliche Staubmessung mit einer Zeitauflösung von etwa 3 Minuten ermöglichen. Der\nScanning Mobility Particle Sizer (SMPS) von TSI erfasst grössenaufgelöst die ultrafeinen Partikel von\n20 nm bis etwa 700 nm Durchmesser. Ein ergänzender optischer Partikelzähler (OPC) misst die sichtbaren Partikel im Grössenbereich von 0.5 µm bis 20 µm ebenfalls grössenaufgelöst. Die Kombination\ndieser Geräte ermöglicht eine Aufzeichnung des Grössenspektrums. Durch Integration der Spektren\nkann die momentane Gesamtemission abgeschätzt werden. Darüber hinaus lässt sich für jeden Betriebszustand beurteilen, in welchem Grössenbereich Partikel emittiert werden. Diese Information ist\nvon Interesse für die Abschätzung der Gesundheitswirkung der emittierten Stäube, da diese abhängig\nvon ihrer Grösse an verschiedenen Orten des Atmungstrakts deponiert werden.\nDie zeitaufgelösten Staubmessungen sollen im Folgenden mit den viel leichter messbaren CO-Emissionen verglichen werden, um festzustellen, in welchem Umfang ein Zusammenhang besteht. Hierdurch soll geklärt werden, ob die viel häufiger gemessenen CO-Emissionen Rückschlüsse auf die\nIm Gegensatz zur europäischen Norm sieht die amerikanische EPA-Norm zusätzlich eine Messung\nkondensierbarer, nichtwässriger Verbindungen im Abgas vor. In der vorliegenden Untersuchung wurden diese Kondensate in der Probennahme miterfasst und für ausgewählte Beispiele chemisch\nanalysiert. Anhand dieser Beispiele wird diskutiert, welchen Anteil die zusätzlichen Kondensate an\nden Gesamtemissionen für unterschiedliche Betriebszustände haben.\nFür ausgewählte Messreihen wurde im Rahmen des Projekts Gesundheitswirkung von Partikeln eine\nzusätzliche Staubprobennahme durchgeführt. Die gesammelten Stäube und Kondensate von ausgewählten Versuchen wurden daraufhin für biologische Zelltests verwendet, um deren biologische\nSchädigung im Vergleich zu anderen Stäuben abzuschätzen.\n2.1 Handbeschickte Holzfeuerungen\nUm den Einfluss der Feuerungstechnik bei handbeschickten Feuerungen aufzuzeigen, wurden drei\nunterschiedliche Holzöfen untersucht.\nOfen Typ 1\nOfen Typ 2\nOfen Typ 3\nEinfacher Metallofen mit kleiner\nGuter, heutiger Zimmerofen mit (un-\nOfen mit unterem Abbrand, Sekun-\nBrennkammer und kleinem\nkontrolliert eingemischter) Sekundärluft\ndärlufteindüsung in verjüngter Zone\nvon oben in den Feuerraum\nund separater Brennkammer sowie\neinströmend und grosser, voll\nschamottierter aber in den Füllraum\nintegrierter Brennkammer und anschliessendem Wärmeübertrager\nOfen-Typen zum Vergleich. Ofen Typ 1 ist etwa halb so hoch wie Typ 2.\nOfen Typ 1: Einfacher Metallofen mit oberem Abbrand, kleinem Feuerraum und kaum ausgeprägter Nachbrennkammer (typisch für Billigöfen, ohne Qualitätssiegel).\nOfen Typ 2: Typischer heutiger Zimmerofen der gehobenen Klasse mit grossem schamottiertem Feuerraum und oberem Abbrand. Sekundärluft und Ausbrandzone sind zwar\nvorhanden, jedoch keine räumlich klare Trennung zwischen den Zonen und eine\nSekundärluftzuführung direkt im Feuerraum, nicht in einer verjüngten Zone (typisch\nfür heutigen guten Ofen, erfüllt heutiges Qualitätssiegel)\nOfen Typ 3: Zimmerofen mit zweistufiger Verbrennung in Anlehnung an einen unteren Abbrand sowie mit Sekundärluftzufuhr in einer verjüngten Zone und einer schamottierten Nachbrennkammer. Der Ofen ist derzeit als Sonderbauform in Kleinserie\nverfügbar, wird aber mangels Marktvorteil gegenüber konventionellen Öfen (welche das Qualitätssiegel in der Laborprüfung bereits erfüllen) nicht mehr produziert.\nDie Messungen an den drei Holzöfen wurden mit trockenem und feuchtem Holz mit folgendem Messprogramm durchgeführt:\nMessung von zwei Holzöfen je mit Nachlegen auf Grundglut und ohne Vorfeuer. Dieser Vergleich\nwird für den Ofen Typ 1 und Typ 2 durchgeführt. Für den Ofen Typ 3 ist ein Betrieb mit Nachlegen\nauf Grundglut unmöglich, weshalb die Messung ohne Vorfeuer erfolgt, jedoch die Interpretation\nder Betriebsart nach Norm diskutiert wird.\nVergleich des Emissionsverhaltens von drei unterschiedlichen Holzarten. Zum einen wird ein in\nTypenprüfungsmessungen als Referenz verwendetes und für Holzöfen optimal geeignetes Holz\neingesetzt (Buchenholz trocken mit Wassergehalt w = 12%). Für den Test eines praxisnahen Betriebs wurde Buchenholz mit einem höheren Wassergehalt von w = 20% eingesetzt. Als besonders schwieriger Brennstoff wurde schliesslich ein Holz verwendet, welches auf Grund der dichten\nStruktur schwieriger zu verbrennen ist (Roble Hualle, wissenschaftlich Notofagus Obliqua aus\nUm eine Vergleichsbasis mit anderen Brennstoffen zu haben, wurden die Staubemissionen an einem\nPelletofen (Bild 2) für zwei verschiedene Sorten Pellets durchgeführt. Da der Betrieb eines solchen\nOfens automatisiert ist, ist der Einfluss des Betreibers gering. Die Emissionen konnten daher bei\nnormalen Betriebseinstellungen des Ofens charakterisiert werden.\nBild 2: Pelletofen vom Typ Wodtke mit 8 kW Nennleistung\n2.3 Experimenteller Aufbau und Messgrössen\nDie Absaugung für die gravimetrische Staubmessung erfolgte über eine Sonde im senkrechten\nAbgasrohr oberhalb des Ofens. Der Sondendurchmesser war so gewählt, dass sich bei voller Leistung\ndes Ofens eine isokinetische Absaugung ergibt. Die Abgasgeschwindigkeit wurde mit einem Staurohr\ngemessen. Die Filterhülse war ausserhalb des Kamins angebracht und beheizt. Für die Messung nach\nEPA-Norm wurde nach dem beheizten Filter eine Serie von Gaswaschflaschen mit nachgeschaltetem\nFilter bei Raumtemperatur angebracht. Nach diesem Modul folgte die Absaugeinheit mit Pumpe und\nMessung der Gasmenge.\nDie VDI-Norm für Staubmessungen sieht eine Temperatur von 180°C für die beheizte Filterhülse vor,\ndie EPA-Norm dagegen eine Temperatur von 120°C. In der vorliegenden Untersuchung wurde der\nFilter routinemässig nach EPA-Norm auf 120°C beheizt. Für Partikel, die zwischen 120°C und 180°C\nnoch in der Gasphase sind, ergibt sich ein hypothetischer Unterschied in der Messung der filterbaren\nStäube. Die VDI-Messung würde in einem solchem Fall geringfügig tiefere Konzentrationen auf dem\nFilter ergeben als die EPA-Methode. Vorversuche mit verschiedenen Filtertemperaturen ergaben\njedoch keine messbaren Unterschiede.\nIn den Messergebnissen werden die Resultate für den beheizten Filter als Messergebnis nach VDINorm bezeichnet.\nDer wesentliche Unterschied der EPA-Messung liegt in der zusätzlichen Erfassung kondensierbarer\nPartikel. Diese wurden routinemässig auf dem unbeheizten Filter 2 nach den Waschflaschen erfasst.\nIn ausgewählten Versuchen wurde zusätzlich der Kondensatanteil in den Waschflachen bestimmt. Die\nSumme aus filterbaren Partikeln und allen Kondensaten wird als Gesamtstaub nach EPA-Norm\n3.3.2 On-line Partikelmessungen\nFür die Messung der Partikel > 0.5 µm wurde ein Streulichtgerät mit optischer Volumenabgrenzung \neingesetzt. Das verwendete Gerät stammt ursprünglich von der Fa. Palas (Typ PCS 2000) und wurde\nim ABB Forschungszentrum modifiziert. Es verfügt über eine beheizbare Küvette, so dass eine direkte\nMessung des unverdünnten Abgases bei 120°C möglich ist. Die Auswerteelektronik des Gerätes\nwurde von ABB und PI Electronics in Baden-Dättwil komplett ersetzt, um einen zuverlässigen Betrieb\nbei höheren Absauggeschwindigkeiten zu gewährleisten. Hierdurch werden Probennahmeverluste bei\ngrossen Partikeln minimiert. Das Gerät wurde während der Messungen mit zertifizierten PolystyrolPartikeln kalibriert. Diese wurden in einem Aerosolgenerator von TSI (Typ Trijet) redispergiert. Bei\nsehr hohen Konzentrationen von Partikeln im Abgas, also z.B. bei schlechtem Betrieb der Ofentypen 1\nund 2 lag die Partikelanzahl (> 0.5 µm) über der maximal messbaren Konzentration von 2 105 cm-3,\nso dass die Datenerfassung die hohen Zählraten nicht mehr verarbeiten konnte. In diesen Fällen war\nder Einsatz einer beheizten 1:10 Verdünnungsstufe notwendig.\nFeinpartikel < 0.5 µm wurden mit einem SMPS 3071 von TSI erfasst. Das Gerät kann nur bei Raumtemperatur messen, so dass das Abgas unter Vermeidung von Kondensation abgekühlt werden muss.\nDies geschah in Anlehnung an Messempfehlungen von TSI durch das Hintereinanderschalten einer\nbeheizten 1:10 Verdünnungsstufe, gefolgt von einer weiteren 1:10 Verdünnung bei Raumtemperatur.\nDas SMPS-System wurde vor Beginn der Ofenmessungen durch eine Parallelmessung mit einem\nmodernen SMPS an einem Russgenerator an der Fachhochschule Nordwestschweiz überprüft .\nDie Spektren von drei verschiedenen Partikelgrössen ergaben dabei eine gute Übereinstimmung.\nDer gesamte Messaufbau ist in Bild 3 zu sehen.\nOn-line Partikelmessaufbau mit beheizter Verdünnung, SMPS im Vordergrund und dem\nStreulichtgerät an der 2. Probennahmeleitung im Hintergrund.\nÜber die Gasanalytik und Messdatenerfassung des Prüfstands wurden folgende Messgrössen\nquasi-kontinuierlich in 15 Sekundenintervallen erfasst:\nCO, O2, CO2, NOx, sowie Abgastemperatur Ta und Temperatur innerhalb der Brennkammer Tv\nErgebnisse der gravimetrischen Staubmessung\nDie Ergebnisse der Staubmessungen für die Holzöfen vom Typ 1 bis 3 sind in Tabelle A1-A3 im\nAnhang zusammengefasst und werden im Folgenden für jeden Ofentyp diskutiert. Alle Staubkonzentrationen im folgenden Text und der Tabelle beziehen sich auf die Abgasmenge bei Normvolumen\nund sind auf einen Sauerstoffgehalt im Abgas von 13 Vol.-% normiert, wenn nicht anders angegeben.\nDer Kaminzug wurde über eine Unterdruckmessung erfasst und während der gesamten Betriebszeit\nauf Werte von 12 ± 2 Pascal eingeregelt. Zum Anfeuern wurde ein künstlicher Kaminzug durch Eindüsen von Pressluft mit einem Injektor erzeugt. Nach dem Anfeuern wurde der Kaminzug durch\nKlappen auf den oben genannten Wert zurückgeregelt. Hierdurch ergibt sich ein praxisnaher Wert im\nnormalen Betrieb, der auch bei Typenprüfungen eingestellt wird. Witterungsbedingte Einflüsse auf den\nKaminzug werden dadurch kompensiert und die Messungen an unterschiedlichen Tagen sind vergleichbar. Allerdings wird die Anfeuerphase durch den künstlichen Kaminzug verbessert. In der Praxis\nkönnen daher in der Anfeuerphase höhere Staubemissionen als die hier gemessenen Werte auftreten.\n3.1 Ofentyp 1: Einfacher Metallofen\nBei Betrieb mit trockenem Holz (Buche w = 12%) unter Prüfstandsbedingungen werden mit diesem\nOfen zuverlässig Staubwerte unter 125 mg/m3 (bei 13 Vol.-% O2) erreicht. Diese Werte sind unter der\nRubrik “ideal / Betriebsweise nach Norm” in Tabelle A1 aufgeführt. In all diesen Fällen wurde pro\nCharge 1,5 kg Holz in Form von 2 Stücken à 750 g nachgelegt. Zum Anfeuern wurden zusätzlich ca.\n300 g feingespaltenes Holz (Tanne und Buche), sowie handelsübliche Anzündwürfel verwendet. Die\nhöchsten Staubwerte ergaben sich beim konventionellen Anfeuern von unten, d. h. auf die Zündwürfel\nund das Anfeuerholz wurden die grossen Holzstücke gelegt. Beginnt die Staubmessung erst 10\nMinuten nach dem Anfeuern, liegen die gemessenen Emissionen bereits tiefer. Für eine Messung ab\nStart ergeben sich bessere Werte, wenn das Holz von oben angezündet wird, das Anfeuermaterial\nalso auf den grossen Holzstücken liegt (Bild 4). Diese Betriebsweise wird von Tiba für alle eigenen\nDie Messempfehlung für Stückholzöfen sieht keine Messung des Anfeuerverhaltens vor, sondern beschränkt sich auf das Nachlegen auf eine bereits im Vorfeuer erzeugte Grundglut. Wird der Ofen in\ndieser Weise betrieben, also ein Vorfeuer angezündet, nach ca. 30 Minuten die Glut mit einem Schürhaken gleichmässig verteilt, um auf diese Glut 2 Holzstücke à 750 g zu legen, so ergeben sich\nreproduzierbar sehr tiefe Staubemissionen von 20 ± 10 mg/m3. Hierbei wurde die Messung entweder\nsofort oder spätestens 5 Minuten nach dem Nachlegen gestartet und ein Zeitraum von 20 Minuten\nerfasst. Die später gestarteten Messungen haben einen Trend zu tieferen Werten, der jedoch im\nBereich der Messunsicherheit der Gravimetrie liegt.\nDer Ausbrand des Ofens hat im Gegensatz zum Anfeuern nur einen geringen Einfluss auf die Gesamtstaubemissionen. Wird die Ausbrandphase, bei der erhöhte CO-Emissionen entstehen, mitgemessen, ergibt sich ein Wert, der von den restlichen Normmessungen nicht signifikant abweicht.\nOfen 1 im Ideal-Betrieb mit trockenem Holz, von oben angezündet (links), und Nachlegen\nauf Grundglut (rechts).\nEine Beurteilung der Staubemissionen des Ofens aufgrund einer solchen idealisierten Prüfstandsmessung würde sehr gut ausfallen. Sowohl bestehende als auch die geplanten strengeren Normen\nwerden eingehalten und sogar deutlich unterschritten. Das hierbei verwendete Buchenholz war 2\nJahre an einem trockenen Ort gelagert und erfüllte mit einem Wassergehalt von w = 12% die Empfehlung für Prüfstandsmessungen zur Erteilung eines Qualitätssiegels.\nDer bisher getestete Prüfstandsbetrieb setzt ein regelmässiges Nachlegen von je 2 Holzstücken à\n750 g im Abstand von ca. 30 Minuten voraus. Wird zu spät nachgelegt oder werden grössere Holzstücke verwendet, ergeben sich abweichende Emissionen vom Idealbetrieb. Im Praxisbetrieb von\nHolzöfen wird zudem auch Holz mit höherem Wassergehalt verwendet.\nUm den Praxisbetrieb besser abzubilden, wurde in einer zweiten Messreihe Buchenholz verwendet,\ndas weniger lange gelagert war und einen höheren Wassergehalt von w = 20% hatte. Als typische Betriebsweise wurde mit trockenem Holz (w = 12%) angefeuert und eine grössere Charge feuchtes Holz\n(w = 20%) nachgelegt. Die über knapp eine Stunde gemessenen Staubemissionen sind dabei deutlich\nhöher, wenn Kondensate mit erfasst werden. Die Gesamtkonzentration auf Filter 1 und 2 beträgt\n240 mg/m3 (bei 13 Vol.-% O2), während nach VDI-Norm weniger als halb so viel gemessen wird. Der\nUnterschied kommt vom hohen Anteil an kondensierbaren Stoffen, die bei dieser Betriebsweise\nentstehen und auf dem unbeheizten Filter nach der Kondensationsstufe abgeschieden werden. Die\nFlüssigkeit in den Waschflaschen verfärbt sich dabei gelblich. Zudem entsteht der typische beissende\nGeruch von schlecht verbranntem Holz.\nWird eine Charge von feuchtem Holz zu spät nachgelegt, entsteht für längere Zeit eine Rauchentwicklung mit Emissionen von mehr als 1000 mg/m3 (Details in Tabelle. A1). Erst wenn das\nnachgelegte Holz Feuer gefangen hat, d. h. sich sichtbare Flammen ausbilden, liegen die Emissionen\nwieder im Bereich von 220 mg/m3.\nWill der Betreiber eine möglichst gleichmässige Wärmeabgabe über mehrere Stunden ohne Holz\nnachlegen zu müssen, z. B. beim Betrieb über Nacht, so schlägt die Bedienungsanleitung für den\nHolzofen 1 folgendes Prozedere vor (Zitat, übersetzt):\n(a) Erreichen Sie eine gute Glut\n(b) Legen Sie eine ganze Ladung von neuem Brennholz nach\n(c) Sobald die nachgelegten Scheiter ebenfalls Feuer fangen, stellen Sie den\nLuftregulierungshebel auf “Low“.\nDiese Betriebsweise wurde im Folgenden mit Buchenholz mit w = 20% getestet. Nach einer längeren\nBetriebszeit des Ofens mit derselben Holzsorte wurde auf eine gut ausgebildete Grundglut im heissen\nOfen eine Menge von 5,7 kg Holz eingefüllt. Nachdem die Holzstücke Feuer gefangen hatten, wurde\ndie Luftklappe geschlossen (Regelstellung “low”). Die Flammen gingen dadurch aus und es entstand\nsowohl im Feuerraum (Bild 5) als auch am Kamin (Bild 6) eine starke Rauchentwicklung. Die\nStaubmessung über einen Zeitraum von 50 Minuten ergab Emissionen von 13’800 mg/m3 nach EPANorm, sowie von 4800 mg/m3 nach VDI.\nOfen 1 gefüllt mit Holz im Betrieb mit geschlossener Luftklappe. Oberhalb der Holzstücke\nsind Rauchschwaden erkennbar.\nEs ist offensichtlich, dass eine solche Betriebsweise sehr ungünstig ist und unbedingt vermieden werden sollte. Leider dürfte sie in der Praxis dennoch angewendet werden. Besonders kritisch ist, dass\ndie Bedienungsanleitung eines importierten Ofens einen solchen Betrieb empfiehlt.\nUm den Einfluss des Brennstoffs auf die Staubemissionen zu erfassen, wurde in einer zusätzlichen\nMessreihe eine Holzsorte gewählt, die ungünstige Eigenschaften aufweist und in Chile zu lokalen\nLuftbelastungen führt. Hierbei handelt es sich um die in Chile verbreitete Holzart “Roble Hualle” (lateinisch: notofagus obliqua), die der europäischen Buche ähnlich ist, aber eine dichtere Konsistenz\naufweist. Hierdurch trocknet das Holz schlechter ab und auch der Ausgasungsprozess während der\nVerbrennung ist verlangsamt. Verwendet wurde relativ trockenes Holz mit w = 16% zum Anfeuern und\nfeuchtes Holz mit w = 33%, welches für Chile typisch ist, für den anschliessenden Betrieb. Die\nStaubemissionen liegen bei diesem Brennstoff durchwegs im Bereich von 600 mg/m3 oder leicht\ndarüber (Tabelle A1). Lediglich während der Ausbrandphase wurden tiefere Emissionen gemessen.\nEin Grossteil dieser Emissionen sind filterbare Stäube; die Messung des beheizten Filters alleine\nergibt Werte zwischen 400 mg/m3 und 600 mg/m3.\nSomit besteht ein Unterschied zum typischen Betrieb mit Brennstoff besserer Qualität (Buche mit\nw = 20%). Der Anteil kondensierbarer Partikel, der auf Filter 2 abgeschieden werden, ist bei beiden\nBetriebsarten vergleichbar und beträgt etwa 150 bis 200 mg/m3. Der wesentliche Unterschied zu der\nschlechteren Holzsorte Roble Hualle liegt im deutlich höheren Anteil an filterbaren Stäuben, also\nFeststoffpartikeln, die bei 120°C nicht in der Gasphase sind. Diese Partikel bestehen im Fall der\nschlechten Verbrennung im Holzofen vorwiegend aus unverbranntem Kohlenstoff, wie eine chemische\nAnalyse zeigt (Kapitel 8).\nZusammenfassend ergeben sich für den Holzofen 1 erhebliche Unterschiede in den Staubemissionen,\ndie drastisch von der Betriebsweise und zudem vom Brennstoff abhängen. Die Bandbreite der gemessenen Staubemissionen auf Filter 1 und 2 liegt zwischen 20 mg/m3 und 6600 mg/m3. Im Vergleich\nzum Optimalbetrieb auf dem Prüfstand können die Emissionen bei schlechtem Praxisbetrieb um den\nFaktor 300 (!) höher sein. Schwieriger Brennstoff führt mit 600 mg/m3 zu einer 30 fach höheren\nEmission als die Typenprüfung auf einem Prüfstand nach bestehenden Normen.\nDeutlich sichtbare Rauchfahne beim Betrieb von Ofen 1 unter schlechten Bedingungen.\n3.2 Ofentyp 2: Moderner Ofen mit Qualitätssiegel\nBeim “Montanino 2” der Firma Tiba handelt es sich um einen modernen Cheminéeofen der gehobenen Preisklasse. Er verfügt über einen grossen Brennraum mit Schamottierung und erfüllt das\nschweizerische Qualitätslabel für tiefe Staubemissionen und hohen Wirkungsgrad.\nDie Staubemissionen im Idealbetrieb mit trockenem Holz sind bei allen Messbedingungen < 65 mg/m3\n(bei 13 Vol.-% O2). Der Ofen wurde hierbei von oben angezündet, so wie es die Betriebsanleitung\nvorsieht (Bild 7). Die höchsten Staubwerte ergeben sich für den Fall, dass die Anfeuerphase\nmitgemessen wird. Die Normmessung, also Nachlegen auf Grundglut ergibt eine Staubemission von\n40 mg/m3. Erstaunlicherweise ist dieser Wert höher als beim einfachen Holzofen 1. Eine mögliche\nErklärung ist die lange Aufwärmzeit aufgrund der ausgeprägten Schamottierung dieses Ofens. Nach\neiner halben Stunde Vorfeuer hat der Ofen seine volle Betriebstemperatur noch nicht erreicht, so dass\nbeim Nachlegen auf Grundglut in der Anfangsphase noch höhere Emissionen entstehen können. Mit\n40 mg/m3 werden jedoch die bestehenden und die geplanten Grenzwerte noch immer deutlich unterschritten.\nOfentyp 2 im Idealbetrieb. Der Ofen wurde mit einer kleinen Menge trockenem Holz beladen\nund von oben angezündet (links). Nach Erreichen einer Grundglut wurden 2 kleine\nHolzstücke à 750 g nachgelegt (rechts).\nDer wesentliche Unterschied zum Ofen 1 zeigt sich beim Betrieb mit feuchtem Brennstoff, nachdem\nder Ofen seine Betriebstemperatur erreicht hat. Wenn feuchte Buche mit w=20% auf die Grundglut\nnachgelegt wird, so ergibt sich fast kein Unterschied zum Betrieb mit trockener Buche; die Staubemis18\nsion bleiben bei einem tiefen Wert von 50 mg/m3, vorausgesetzt dass durch eine offene Luftklappe\neine ausreichende Luftzufuhr gewährleistet ist.\nAuch dieser Ofen emittiert jedoch deutlich höhere Staubmengen, wenn er nicht alle 30 Minuten mit\nkleinen Holzstücken beladen wird, sondern grössere Holzmengen eingefüllt werden. Abhängig von\nden gewählten Bedingungen schwanken die normierten Emissionen zwischen 70 mg/m3 und\n250 mg/m3. Der Ofen hat dann über längere Phasen sehr tiefe Luftüberschusszahlen von Lambda 1.2\nbis 1.4, was zu lokalem Luftmangel führt. Die nicht auf 13% O2 (λ = 2.63) normierten Emissionen\nlagen bei maximal 460 mg/m3 (bei λ=1.4) und führten zu einer sichtbaren Rauchfahne im Abgaskamin.\nÄhnlich wie beim Metallofen führt das Überfüllen des Ofens zu einem teilweise hohen Anteil an Kondensaten. Auch hier ist dann eine Gelbfärbung der Flüssigkeit in den Waschflachen der Kondensationsstufe zu beobachten.\nEine chemische Analyse der Kondensatflüssigkeit ergab deutlich messbare Mengen an organischem\nKohlenstoff (1200 mg/l) und an polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffen (Summe der 16\nEPA PAK: 520 µg/l). Die Flüssigkeit hatte einen pH-Wert von 3,2. Es wurden somit beim schlechten\nBetrieb säurehaltige Abgase produziert. Hierbei waren vorwiegend Sulfationen (55 mg/l) und zu einem\nkleinen Teil Chloridionen (3 mg/l) nachweisbar. Die Alkaliionen, die bei automatischen Feuerungen zur\nSalzbildung führen, waren dagegen im Kondensat nicht vorhanden, bzw. unter der Nachweisgrenze\nAuf einen sehr schlechten Betrieb, also Überfüllen des Ofens und Schliessen der Luftklappe wurde in\ndieser Messreihe verzichtet. Die Luftklappe ist bei diesem Modell so ausgelegt, dass ein vollständiges\nSchliessen blockiert ist, so dass eine minimale Luftzufuhr gewährleistet wird. Inwieweit diese Massnahme ausreicht, um wirklich schlechte Betriebsbedingungen zu vermeiden, müsste in einer erweiterten Messreihe unter Einbezug verschiedener Ofentypen geklärt werden.\nBeim Betrieb mit der ungünstigen Holzart Roble Hualle (w = 33%) sind die Staubemissionen zwar erhöht, liegen aber deutlich tiefer als beim Ofentyp 1. Die gemessenen Werte von Filter 1 und 2 liegen\neinheitlich bei etwa 200 mg/m3, wovon etwa 50% Kondensate sind.\nDie Bandbreite aller gemessenen Staubemissionen beim Ofentyp 2 liegt im Bereich zwischen\n40 mg/m3 und 790 mg/m3, der maximale Unterschied zwischen Normmessung und getestetem Praxisbetrieb ist also geringer als bei Ofentyp 1. Obwohl dieser Ofen bei einer Normmessung etwas\nschlechter abschneidet als Ofentyp 1, sind im Praxisbetrieb tiefere Staubemissionen zu erwarten und\nder Einfluss von schwierigem (Holz-)Brennstoff auf überhöhte Emissionen ist weniger stark als beim\n3.3 Ofentyp 3: Zweistufige Verbrennung\n3.3.1 Beschreibung Ofen 3\nDer Multifunktionsofen “Sirius” ist eine Sonderentwicklung der Firma Tiba, die bisher in sehr kleiner\nStückzahl auf dem Markt verkauft wurde. Bei diesem Ofen wird eine grössere Menge Stückholz von\nder Seite aus in einen hinten liegenden Füllschacht eingefüllt. Nach dem Anzünden von oben brennt\nder Ofen über mehrere Stunden, ohne dass Holz nachgelegt werden muss. Der Ofen verfügt über\neine primäre Brenn- und Ausgasungszone und eine separate Sekundärlufteindüsung mit anschliessender grosser Brennkammer (Bild 8).\nPrinzipskizze des Ofens (links) und Betrieb im Labor (rechts). Die beheizte Staubmessung\nist oben rechts am Abgasrohr montiert.\n3.3.2 Verbrennungsphasen am Beispiel von Ofen 3\nEin Hauptziel für die Konstruktion und den Betrieb von Holzfeuerungen ist die Erreichung einer annähernd vollständigen Verbrennung während der stationären Verbrennungsphase. Während des Anfahrvorgangs sind erhöhte Emissionen dagegen unvermeidbar. Als weiteres Ziel ist aber anzustreben,\ndass der Anfahrvorgang möglichst kurz und die stationäre Verbrennungsphase im Verhältnis zur\nAnfahrphase möglichst lang ist. Eine lange stationäre Abbrandphase kann in Stückholzfeuerungen mit\nunterem Abbrand oder wie bei Ofen 3 mit umgelenktem Unterabbrand dadurch erreicht werden, dass\nwährend des Abbrands kontinuierlich Holz aus dem Füllschacht in die Verbrennungszone nachrutscht.\nIn der vorliegenden Untersuchung wurde der Einfluss des Anfahrvorgangs auf die Gesamtemissionen\nan Kohlenmonoxid und an Feinstaub bestimmt, indem die Partikelemissionen mittels SMPS und OPC\nquasi-kontinuierlich erfasst und auf Massenkonzentrationen umgerechnet wurden, welche mittels\ngravimetrischer Staubmessung validiert wurden. Durch Messung des Abgasvolumenstroms wurde\ndaraus der Massenstrom der Emissionen ermittelt und über die gesamte Abbranddauer aufsummiert.\nDamit kann der zeitliche Verlauf des Anteils des während eines Abbrands gesamthaft emittierten\nFeinstaubs ermittelt und die Relevanz des Kaltstarts und weiterer Phasen mit erhöhten Emissionen\nquantitativ beurteilt werden. Bild 9 zeigt dazu die Auswertung der Kohlenmonoxid- und\nPartikelemissionen während eines Abbrands im Holzofen mit zweistufiger Verbrennung, welcher\ninklusive Startphase mittlere Staubemissionen über den gesamten Abbrand von unter 20 mg/m3 (bei\n13 Vol.-% O2) erzielt. Die Emissionsdaten sind dabei in Frachten in g/h bzw. mg/h ausgewiesen. Daraus geht der typische Anfahrpeak an Kohlenmonoxid und Partikelemissionen hervor. Im Weiteren\ngeht hervor, dass im Ausbrand hohe Kohlenmonoxidemissionen auftreten, während die Partikelemissionen nicht ansteigen, da im Ausbrand nur noch Kohlenstoff unter Bildung von Kohlenmonoxid\nvergast, jedoch keine organischen Substanzen als Brennstoff mehr zur Verfügung stehen und damit\nauch nur geringe Mengen an Kohlenwasserstoffen und organischen Partikel freigesetzt werden.\nBild 9 zeigt den zeitlichen Verlauf des Anteils an Kohlenmonoxid und Partikeln über den Abbrand,\nBild 10 zeigt den Anstieg der Frachten an Kohlenmonoxid und Feinstaub über den Abbrand. Daraus\ngeht hervor, dass nach rund 10% der Abbranddauer bereits rund 50% der und nach 50% des\nAbbrands über 90% der gesamten Partikelmenge emittiert wurde. Im Gegensatz dazu wurden nach\n10% Abbranddauer weniger als 10% des gesamten Kohlenmonoxids und nach 50% der Abbranddauer weniger als 50% des Kohlenmonoxids emittiert. Dies zeigt, dass zur Erfassung der Partikelemissionen die erste Abbrandhälfte und dabei insbesondere der Anfahrvorgang entscheidend ist,\nwährend der Ausbrand für die Partikelemissionen nur von untergeordneter Bedeutung ist. Gleichzeitig\nzeigen diese Resultate auch auf, dass allein anhand des Kohlenmonoxidgehalts nicht sicher die Höhe\nder Feinstaubemissionen geschlossen werden kann, da Staub und Kohlenmonoxid ein unterschiedliches Verhalten während der verschiedenen Abbrandbedingungen aufweisen.\n[mg/m3] bei 13 % O2\nZeitlicher Verlauf von Luftüberschuss, Kohlenmonoxid und Partikelemissionen während\neines Abbrands im Holzofen 3 mit zweistufiger Verbrennung bei Betrieb mit trockener Buche\n(w=10%). Die Staubkonzentration wurde aus den on-line Partikelmessungen errechnet\nPartikelfracht Summe SMPS + Streulicht\nZeitlicher Verlauf des prozentualen Anteils an den Gesamtemissionen an Kohlenmonoxid\nund Partikelemissionen während des gleichen Abbrands wie in Bild 9.\n3.3.3 Emissionen von Ofen 3\nBei diesem Ofen entfällt die Messung “Nachlegen auf Grundglut”, da nach dem Befüllen und Anzünden des Ofens ein kontinuierlicher Betrieb erreicht wird. Die Messung in idealer Betriebsweise erfolgte\nauch hier mit trockenem Buchenholz mit w = 12%. Die Staubemissionen lagen bei dieser Holzsorte\nbei allen Testbedingungen im Bereich 20 ± 10 mg/m3, d. h. sowohl Messungen ab Start mit Anfeuerverhalten als auch kontinuierlicher Betrieb lieferten durchweg tiefe Werte. Als Normmessung ist bei\ndiesem Ofen eine Messung im kontinuierlichen Betrieb sinnvoll und vergleichbar mit den anderen\nOfentypen. Wie bei den anderen Öfen spielt auch hier die Ausbrandphase eine untergeordnete Rolle\nfür die Staubemissionen (Bild 9 und Bild 10).\nBeim Betrieb mit feuchter Buche (w=20%) lag die Emission mit 30 mg/m3 am oberen Rand des Fehlerbands bei trockenem Brennstoff. Dieser Betriebszustand wurde als typisch angenommen und ist die\nbeste Vergleichsbasis zum typischen Betrieb der anderen Öfen mit dem gleichen Brennstoff. Eine\nschlechte Betriebsweise durch Überfüllen ist beim “Sirius” grundsätzlich nicht möglich. Betriebszustände mit erhöhten Emissionen ergeben sich bei diesem Ofen, falls das Holz aus dem Füllschacht\nschlecht nachrutscht und sich dadurch Brücken im Glutbett bilden. Solche Phasen wurden kurzzeitig\nmit der on-line Partikelmessung detektiert. Sie sind in den angegebenen mittleren Emissionswerten\nEin Betrieb mit der schwierigen Holzsorte Roble Hualle ist bei mittleren Emissionen von 60±15 mg/m3\nmöglich. Hierbei müssen allerdings wechselweise feuchte und trockene Holzscheite in den\nFüllschacht gegeben werden, wenn Holz mit dem hohen Wassergehalt von 33% mitverbrannt werden\nsoll. Dieser Betrieb wurde mit einer Füllung von 6,5 kg trockenem und 9,6 kg nassem Holz realisiert.\nDie Konzentration an zusätzlichen kondensierbaren Partikeln war bei dieser Betriebsart im Bereich\nder Nachweisgrenze von 1 mg/m3. In Vorversuchen mit Roble Hualle wurden bei schlecht optimiertem\nBetrieb maximal 10 mg/m3 an kondensierbarem Material gefunden.\nEin Betrieb mit sehr nassem Brennstoff alleine ist bei diesem Ofen nicht möglich. Dies wurde am\nExtrembeispiel von frisch geschlagenem Thuja-Holz mit w≈50% getestet. Wird dieser Brennstoff nach\nder Anfeuerphase alleine nachgefüllt, entstehen zunächst höhere Emissionen, danach löscht das\nFeuer vollständig aus. Ein Betrieb mit einem Thuja/Buche Gemisch im Verhältnis 1:1 konnte dagegen\nnoch mit tiefen Staubemissionen von 40 mg/m3 realisiert werden.\nInsgesamt liegen die Emissionen bei diesem Ofen somit im typischen Betrieb zuverlässig bei\n30 mg/m3 oder tiefer. Erst bei Verwendung von sehr schwierigem Brennstoff verdoppeln sich die\nEmissionen. Ein Betrieb unter sehr ungünstigen Bedingungen ist im Gegensatz zu den anderen Ofentypen aufgrund der Konstruktionsmerkmale weitgehend ausgeschlossen. Ein weiterer wesentlicher\nUnterschied zu anderen Öfen ist der praktisch fehlende Anteil an kondensierbaren Partikeln nach\nEPA-Norm. Diese entstehen aus unvollständigem Ausbrand flüchtiger Kohlenwasserstoffe, was mit\ndem zweistufigen Verbrennungskonzept weitgehend vermieden wird. Eine Folge dieses Konzepts ist\nein anderes Flammenbild als bei herkömmlichen Holzöfen.\nDer Ofen wird grundsätzlich von oben angezündet. Hierbei entsteht zunächst ein Vorfeuer, das\nvergleichbar ist mit einem herkömmlichen Holzofen. In dieser Phase besteht noch kein grundsätzlicher\nUnterschied zu anderen Holzöfen, die Emissionen sind daher vergleichbar mit der Startphase eines\nguten konventionellen Cheminéeofens. Das problematische Anzünden von unten bei voller Ofen23\nfüllung ist bei diesem Ofen jedoch konstruktionsbedingt unmöglich, so dass solche Bedienungsfehler\nbeim Anfeuern ausgeschlossen sind. Die Emissionen in der Startphase hängen in erster Linie vom\nverwendeten Anzündmaterial und dem Kaminzug ab.\nNach der Anfeuerphase brennen die oberen Holzstücke mit einer normalen gelben Flamme. Nach\netwa 15 bis 30 Minuten ist das Anfeuerholz so weit heruntergebrannt, dass im unteren Glutbett nur die\nAusgasung der brennbaren Gase aus dem Holz erfolgt. Die Flamme bildet sich dann nicht mehr direkt\nauf den Holzstücken, sondern nach der Zumischung von Sekundärluft aus, d. h. der Ofen brennt\nsichtbar aus den Sekundärluftdüsen (Bild 11). In der Regel ist diese Flamme gelb wie bei einem\nnormalen Holzfeuer. Bei bestimmten Betriebspunkten wird das Flammenbild blau wie bei einem\nVormisch-Gasbrenner (Bild 11). Das Glutbett mit den Holzstücken ist am besten in der Ausbrandphase (leerer Füllschacht) sichtbar, wenn keine Flammen aus den Sekundärluftdüsen mehr entstehen\nBild 11: Flammenbilder von Ofentyp 3 bei stabilen Verbrennungsbedingungen. Die sichtbaren\nFlammen beginnen bei den Sekundärlufteindüsungen am hinteren unteren Rand der\nBrennkammer. Die glimmenden Holzstücke liegen unter den Sekundärluftdüsen und sind\nBild 12: Ofentyp 3 am Ende der Ausbrandphase. Die noch glimmenden Holzstücke sind unten in der\nRetorte erkennbar. Flammen aus den Sekundärluftdüsen entstehen keine mehr.\nGrössenspektren der Partikelemissionen\nDie Partikelgrössenverteilung bei Stückholzöfen verändert sich als Folge der stark unterschiedlichen\nEmissionen. Die bei schlechtem Betrieb klar sichtbare Rauchfahne lässt bereits darauf schliessen,\ndass auch grössere Partikel, oberhalb des Messbereichs eines SMPS, emittiert werden. Diese Partikel\nwurden in den durchgeführten Messreihen mit dem optischen Streulichtmessgerät erfasst. Im\nFolgenden wird an typischen Beispielen beschrieben, wie sich die Grössenverteilung als Folge der\n4.1 Partikelspektren Ofentyp 1: Einfacher Metallofen\nOfen 1 erreicht bei einer Norm-Messung mit trockenem Buchenholz (w=12%) sehr tiefe Gesamtstaubemissionen von 20±10 mg/m3. Die resultierenden Partikelgrössenverteilungen sind in Bild 13 für\neinen einzelnen Abbrand dargestellt, in Bild 14 sind verschiedene Abbrände verglichen. Das\nMaximum der Anzahl-Grössenverteilung liegt bei etwa 30 nm. Wie aus Bild 15 ersichtlich ist, tragen\ndiese Partikel nur unwesentlich zur Massenemission bei. Für die Massenemission sind hauptsächlich\ndie Partikel im Bereich grösser als 100 nm bestimmend.\nMetallofen während Normmessung: Nachlegen auf Grundglut\ndN/dlog D [cm ]\nBild 13: SMPS Spektren während Normmessung von Ofentyp 1 (Metallofen) mit trockener Buche\n(w=12%). Die rote Kurve gibt den Mittelwert während 30 Min. Messzeit an; die gravimetrisch\nermittelte Emission während dieser Zeit war 20 mg/m3. Partikel > 0.5 µm (OPC Messbereich) tragen hier praktisch nichts zu den Massenemissionen bei und sind daher nicht\nNormmessung mit Buche w=12%\nBild 14: Ergebnis von drei unabhängigen Normmessung von Ofentyp 1 (Metallofen) mit trockener\nBuche (w=12%). Die Spektren sind jeweils über den Zeitraum der parallel durchgeführten\nFiltermessung gemittelt. Die rote Kurve entspricht dem Mittelwert von Bild 13.\n7.12. 2005 12:00-12:30\n5.12. 2005 1. Abbrand\n5.12. 2005 2. Abbrand\nNormmessung Ofentyp 1 mit Buche w=12%\nBild 15: Umrechnung der Anzahlgrössenverteilungen in Bild 14 in Partikelmassengrössenverteilungen. Für Partikel grösser 0.3–0.5µm wird die Konzentration mit dem SMPS teilweise zu\nhoch angegeben, da das Instrument einem sehr steilen Abfall in der Anzahlkonzentration\nwährend eines 3 Minuten-Scans nicht schnell genug folgen kann.\nDie tiefen Emissionen werden nur beim Nachlegen auf Grundglut und offener Luftklappe erreicht. Wie\naus Bild 16 ersichtlich ist, liegen die Emissionen beim Anfeuern deutlich höher. Einen schlechten\nEinfluss hat auch das teilweise Schliessen der Primärluftklappe, die zur Leistungsreduktion des Ofens\nvorgesehen ist. Wird die Klappe auf Stellung ½ reduziert, erhöhen sich die Emissionen schlagartig,\num nach dem Öffnen der Klappe auf tiefe Werte herunterzugehen. Die Partikelgrössenverteilungen\nsind bei schlechtem Betrieb, also Anfeuern oder geschlossener Luftklappe nach rechts verschoben\n05. Dez 05\nNachlegen auf Grundglut\nPM [mg/m ]\nBild 16: Zeitlicher Verlauf der Emissionen beim Betrieb von Ofentyp 1 mit Buche w=12%.\nMessung ab Start\nOfentyp 1, Messung mit Buche w=12%\nBild 17: Einfluss der Betriebsweise von Ofentyp 1 auf die Grössenverteilung bei trockenem Buchenholz (w=12%). Zum Vergleich sind die Ergebnisse der Filtermessung angegeben.\n5.3.2 Schwieriger Brennstoff\nSchwieriger Brennstoff führt beim Metallofen zu deutlich höheren Emissionen als mit trockener Buche.\nDie resultierende Grössenverteilung für den Betrieb mit feuchtem Holz aus Chile (Roble Huale) ist in\nBild 18 dargestellt. Anstelle des bei gutem Betrieb vorhandenen Emissionspeaks bei 30 nm ist nun ein\nMinimum; der Emissionspeak ist weit nach rechts verschoben und auch die Partikel bis 2 µm liefern\nnoch einen wesentlichen Beitrag zur Gesamtemission. Es entsteht eine sichtbare Rauchfahne, wie in\nBild 6. Grobe Partikel > 10 µm tragen auch bei diesem Betriebspunkt nur unwesentlich bei. Die hohen\nmittleren Gesamtemissionen von etwa 600 mg/m3 werden also vorwiegend durch Partikel < 2.5 µm\nMetallofen schlechter Brennstoff\nBild 18: Metallofen gefüllt mit schwierigem Brennstoff (Roble Huale w=33% und w=16% gemischt)\nbei offener Luftklappe.\n5.3.3 Sehr schlechter Betrieb mit normalem Brennstoff\nDie höchsten Staubemissionen entstehen bei diesem Ofen bei zunehmend geschlossener Primärluftklappe. Es resultiert dann eine Grössenverteilung, die noch weiter nach rechts verschoben ist als\nbei schwierigem Brennstoff und offener Luftklappe. Die mittlere Verteilung während des Betriebs mit\ngeschlossener Luftklappe und mit Buche (w=20%) gefülltem Ofen ist in Bild 19 dargestellt. Die gravimetrisch ermittelte Staubemission während dieses Spektrums war > 5000 mg/m3, wie in Kap 4 bereits\nerwähnt. Auch in diesem sehr schlechten Betriebspunkt sind die Emissionen vorwiegend auf Partikelgrössen unterhalb etwa 4 µm zurückzuführen, während Grobpartikel > 10 µm keinen wesentlichen\nBeitrag leisten. Somit werden auch bei extrem hohen Emissionen praktisch nur inhalierbare Stäube\nproduziert. Anders als bei gutem Betrieb sind bei diesem Zustand die Emissionen sehr stabil, d.h. die\nGrössenverteilung ändert sich nur unwesentlich mit der Zeit (Bild 20).\nMetallofen sehr schlechter Betrieb\n16. Nov 05\ndN/dlog D [cm-3]\n(Partikelmasse) > 5 g/m3\nBild 19: Partikelspektrum von Ofen 1 gefüllt mit normalem Brennstoff (Buche w=20%) und geschlossener Luftklappe. Es entstehen hierbei die höchsten gemessenen Gesamtemissionen.\nDie Spektren für die Anzahlgrössenverteilung sind gemittelt über 20 Minuten. Der Bereich\n0.5 µm bis 1.5 µm war bei der gewählten Verdünnung nicht mehr messbar, da die von der\nElektronik maximal erfassbare Zählrate überschritten wurde.\nBild 20: Spektrum von Ofen 1 gefüllt mit normalem Brennstoff (Buche w=20%) und geschlossener\nLuftklappe. Einzelspektren: Die Grössenverteilungen haben bei dieser Betriebsart nur eine\ngeringe zeitliche Variabilität.\n4.2 Partikelspektren Ofentyp 2: Ofen mit Qualitätssiegel\nIn Bild 21 ist das Ergebnis einer Messreihe für Ofentyp 2 (guter Cheminéeofen mit schweizerischem\nQualitätssiegel) mit Buchenholz, w=12%, aufgetragen. Die Anfeuerphase ergibt erwartungsgemäss\nden höchsten Peak in der Anzahlkonzentration und entspricht einer mittleren Staubemission von\n70 mg/m3. Beim nachfolgenden Nachlegen auf Grundglut ergaben sich je nach Abbrand leicht\nunterschiedliche Konzentrationsverteilungen mit starken zeitlichen Schwankungen.\nHolzofen mit Qualitätssiegel, Normmessung mit trockenem Holz (Buche w=12%)\n14:39-15:15 auf Grundglut\nBild 21: Gemittelte SMPS-Spektren für Ofentyp 2 bei Betrieb mit trockenem Buchenholz (w=12%).\nBei den Verteilungsfunktionen in Bild 21 ist jeweils der Zeitraum vom Nachlegen einer Holzcharge von\n2 mal 750 g bis kurz vor dem nächsten Nachlegen gemittelt, die letzte Messung erfasst auch die Ausbrandphase. Eine parallel durchgeführte Filtermessung ergab eine mittlere Emission von 42 mg/m3\n(bei 13 Vol.-% O2). Hierbei wurde unmittelbar nach dem Nachlegen auf Grundglut gestartet und über\n2 Abbrände gemessen, also das zweite Nachlegen voll miterfasst. In Bild 22 ist die SMPSAnzahlverteilung in eine Massenverteilung umgerechnet. Es ist zu erkennen, dass in erster Linie\nPartikel > 100 nm zu der gemessenen Massenemission beitragen.\nDer zeitliche Verlauf der errechneten Anzahl- und Massenkonzentration ist in Bild 23 aufgetragen.\nHierin sind häufige Emissionsspitzen, die beim jeweiligen Nachlegen einer Holzcharge entstehen,\nerkennbar. Der Verlauf von Anzahl und Massenkonzentration ist recht gut korreliert, was beim\nOfentyp 3 nicht der Fall ist (Kapitel 4.3).\nBild 22: Errechnete Massenkonzentration aus den gemessenen mittleren SMPS Grössenverteilungen für Ofentyp 2 im Betrieb mit trockenem Buchenholz (w=12%). Für Partikel grösser\netwa 0.3–0.5 µm wird die Konzentration mit dem SMPS teilweise zu hoch angegeben, da\ndas Instrument einem steilen Abfall in der Anzahlkonzentration während des Scans nicht\nschnell genug folgen kann.\nPM-Konzentration [mg/m ]\nAnzahlkonzentration [Partikel/cm ]\nOfentyp 2, Normmessungen, Buche w=12%\nBild 23: Zeitlicher Verlauf der Emissionen bei Ofentyp 2 mit Buche w=12%. Das Nachlegen der\nHolzchargen ist mit Pfeilen gekennzeichnet.\nWie stark die Grössenverteilung während eines einzelnen Abbrands schwankt, ist aus Bild 24 ersichtlich. Nach einem kurzen Emissionsmaximum entstehen während des Abbrands Maxima bei etwa\n35 nm und 120 nm in der Grössenverteilung. Einige Spektren sind auch bimodal, ebenso wie die\nresultierende zeitlich gemittelte Verteilungsfunktion.\nNachlegen auf Grundglut, Ofentyp 2, Buche w=12%\nBild 24: SMPS-Einzelmessungen der Grössenverteilung während eines Abbrands bei Ofentyp 2. Um\n13:59 Uhr wurde eine Holzcharge von 2 mal 750 g Buche (w=12%) nachgelegt, was\nkurzzeitig zu höheren Emissionen führt.\n5.2.1 Schlechter Betrieb von Ofentyp 2\nWird feuchtes Holz niedriger Qualität im Ofentyp 2 verbrannt, steigen die Partikelemissionen an, wie in\nKap. 3.2 diskutiert wurde. Die resultierende Partikelgrössenverteilung ist in Bild 25 aufgetragen. Es\nentsteht ein deutlich höherer Emissionspeak bei etwa 100–150nm in der Anzahlverteilungsfunktion. Im\nUnterschied zu den bisherigen Spektren fällt dieser Peak zu grösseren Partikeln weniger steil ab. Es\nentstehen besonders beim Anfeuern und Nachlegen auch hohe Konzentrationen von Partikeln\n> 0.5 µm, die mit dem OPC erfasst wurden. Die Gesamtspektren sind in Bild 26 für die Betriebszustände Anfeuern, Nachlegen und Ausbrandphase aufgetragen. Die grössten Unterschiede zwischen\nAnfeuern oder Nachlegen und anschliessender stabiler Verbrennung treten bei Partikelgrössen\nzwischen 0.5 µm und 2 µm auf: Bei 0.5 µm unterscheiden sich die Konzentrationen um den Faktor\n1000. Eine Umrechnung in Massenverteilungen (Bild 27) zeigt, dass Partikel zwischen 100 nm und\n1 µm am meisten zu den hohen gemessenen Massenemissionen beitragen. Der zeitliche Verlauf der\nEmissionen bei Betrieb mit schlechtem Brennstoff ist in Bild 28 dargestellt.\nBild 25: Ofentyp 2, Betrieb mit grossen Füllmengen an schwierigem Brennstoff (Roble Huale):\nAnfeuern um 16:36 mit 2,4 kg trockenerem Holz (w=16%), Nachlegen von 2,7 kg feuchtem\nHolz (w=25%) um 16:58.\nBild 26: Spektren über den gesamten Grössenbereich bis 10µm, gemessen mit SMPS und OPC bei\nOfentyp 2: schlechter Betrieb bei Nachlegen von feuchtem Holz und anschliessender guter\nBetrieb mit nachfolgender Ausbrandphase\ndm/dlog D [mg/m3]\nBild 27: Umrechnung in Massenemissionen bei Ofentyp 2, schlechter Betrieb bei Nachlegen von\nfeuchtem Holz und anschliessender guter Betrieb.\nPartikelkonzentration on-line und Filtermessungen\nOfentyp 2 mit Chile-Holz von unten angezündet (schlechter Betrieb)\nPartikelmassenkonzentration [mg/mN ]\nSMPS (D < 0.5µm)\nFilter und Condensibles\nBild 28: Verlauf der Partikelemissionen bei Ofentyp 2 in schlechtem Betrieb: Das Holz wurde von\nunten angezündet, um 17Uhr wurden grössere Stücke feuchtes Holz nachgelegt.\n4.3 Partikelspektren Ofentyp 3: Zweistufige Verbrennung\nDer Ofen Typ “Sirius” hat eine getrennte Luftzufuhr zum unten liegenden Glutbett und eine zusätzliche\nLufteindüsung oberhalb des Glutbetts über Sekundärluftdüsen. Das Glutbett wird von oben angezündet und brennt zunächst in ähnlicher Weise an wie bei einem konventionellen Ofen. Nach einer\nAufwärmphase entstehen brennbare Gase aus dem Glutbett und als Resultat bilden sich sichtbare\nFlammen an den Sekundärluftdüsen. Zu Beginn während der Anfeuerphase gebildete Russablagerungen nahe der Sekudärlufteindüsung werden dabei vollständig wieder abgebrannt. Der Ofen brennt\ndann über mehrere Stunden kontinuierlich mit sichtbaren Flammen aus den Sekundärluftdüsen, bis\nder Holzvorrat im Füllschacht leer ist.\nDer Verlauf der Partikelemissionen über einen solchen Abbrand ist in Bild 29 und Bild 30 dargestellt.\nNach dem Anzünden entsteht zunächst ein Peak im Massenemissionsverlauf, danach gehen die\nEmissionen zunächst auf sehr tiefe Werte (≤ 5 mg/m3) herunter, um dann bis auf maximal 20–\n30 mg/m3 langsam anzusteigen, wenn der Ofen eine höhere Betriebstemperatur erreicht. In dieser\nZeit steigt auch die Partikelanzahlkonzentration an. Kurz vor der Ausbrandphase, also wenn der\nFüllschacht leer ist, entsteht nochmals für kurze Zeit ein Massenemissionspeak, danach sinken\nsowohl die Anzahl- und Massenkonzentration deutlich ab.\nDie mit dem SMPS gemessene Grössenverteilung ändert sich deutlich während dieser verschiedenen\nBetriebsphasen, wie in Bild 31 zu sehen ist. Beim Anfeuern entsteht zunächst eine Verteilungsfunktion, die sehr flach verläuft und noch viele grössere Partikel oberhalb des Peaks bei 150 nm\nenthält. Sobald der Ofen aus den Sekundärluftdüsen brennt, verschwinden die grösseren Partikel und\nes entsteht ein Peak bei 30 nm. Mit zunehmender Aufwärmung des Ofens verschiebt sich der Peak zu\ngrösseren Partikeln bis ein Maximum bei etwa 60 nm erreicht ist. Vor der Ausbrandphase entsteht für\nkurze Zeit nochmals eine flache Grössenverteilungsfunktion mit weniger Partikeln bei grösseren\nDurchmessern, die zu der beobachteten höheren Massenemission führen. In der Ausbrandphase\nschliesslich sind die Partikelemissionen über den gesamten Grössenbereich gering.\nGrössere Partikel als 0.5 µm liefern nur während der Anfeuerphase und der kurzzeitigen Emission vor\ndem Ausbrand einen nennenswerten Beitrag zur Gesamtmassenkonzentration. In Bild 32 ist das\nGrössenspektrum über den gesamten Messbereich für die verschiedenen Betriebspunkte aufgetragen. Dies zeigt, dass bei optimalen Verbrennungsbedingungen die Partikelanzahl von 30 nm bis auf\n1 µm um nahezu 7 Zehnerpotenzen abfällt, d. h. es gibt etwa 107 mal weniger Partikel bei 1 µm als bei\n30–60 nm. Ein so steiler Abfall ist mit dem SMPS nicht mehr erfassbar und konnte nur durch die unabhängige Zusatzmessung mit dem Streulichtgerät nachgewiesen werden. Bleibt während eines\nSMPS-Scans nur 1‰ der Partikel, die bei 50 nm erfasst wurden, als Rest in den Verbindungsleitungen, so werden diese im späteren Verlauf des Scans einer höheren Partikelgrösse zugeordnet. Die\nsehr steil abfallende Verteilungsfunktion zwischen 250 nm und 0.5 µm fällt daher unter die Nachweisgrenze dieser Messungen. Beim Anfeuern und der kurzen Emission vor dem Ausbrand sind\ndagegen die Partikelkonzentrationen > 0.5 µm deutlich überhöht.\n20-300 nm (SMPS)\n> 0.5µm (OPC)\nBild 29: Zeitlicher Verlauf der Partikelmassenkonzentration errechnet aus der SMPS und OPC\nMessung und Vergleich mit den gravimetrischen Messungen für Ofentyp 3 im Betrieb mit\nBuchenholz w=10%. Die hier angegebenen Werte beziehen sich auf Normbedingungen,\nsind aber nicht auf 13 Vol.-% O2 normiert.\ntotal conc. [particles/cm3]\nBild 30: Zeitlicher Verlauf der Partikelanzahlkonzentration für Ofentyp 3 im Betrieb mit Buchenholz\nw=10%; gleiche Messreihe wie in Bild 29.\nSirius operation with dry Swiss beech (w=10%) 6. Sept. 2005\n12:30-13:20 (optimal operation)\n13:50-14:55 (stove at full temperature)\n15:04-15:09 (short mass emission peak)\n15:30-16:30 (burn-out phase)\nBild 31: Partikelgrössenverteilung für die verschiedenen Betriebszustände von Ofentyp 3 im Betrieb\nmit Buchenholz w=10%.\nDie höheren Emissionen im Bereich ab 0.5 µm lassen sich durch – bei diesem Ofen kurzzeitige –\nschlechte Verbrennungsbedingungen mit unvollständigem Ausbrand (Russabbrand) erklären. Filterproben, die während der Anfeuerphase genommen wurden, sind durchwegs schwarz gefärbt von\nRuss. Filterproben zu späteren Zeitpunkten, während der Ofen bei voller Betriebstemperatur brennt,\nsind dagegen teilweise hellgrau gefärbt (Bild 33). Bei manchen Filterproben war auch zu erkennen,\ndass ein zunächst schwarzer Russbelag von einer dünnen weissen Schicht überzogen war. Die hellgefärbten Filter entstehen vor allem, wenn der Ofen bei voller Betriebstemperatur brennt und die\nPartikelanzahlkonzentration mit einem Peak bei 60 nm am höchsten ist. Bei diesen Partikeln handelt\nes sich somit nicht um Russ aus unvollständiger Verbrennung, sondern wahrscheinlich um Salze, die\naus den anorganischen Bestandteilen des Brennstoffs freigesetzt werden. Dies erklärt auch, warum\ndie höchste Partikelanzahl bei optimalen Verbrennungsbedingungen entsteht. In dieser Phase ist an\nden Sekundärluftdüsen teilweise eine bläuliche Flamme sichtbar. Verbunden mit den höheren Verbrennungstemperaturen ist auch eine stärkere Ausgasung von Vorläufersubstanzen anorganischer\nDer Anstieg der Partikelemissionen von 5 mg/m3 auf maximal 30 mg/m3 während des kontinuierlichen\nBetriebs ist damit zumindest teilweise auf zusätzliche Bildung anorganischer Salze zurückzuführen.\nDiese Salze bilden den Hauptbeitrag der Partikelemissionen moderner automatischer Feuerungen mit\nsehr guter Verbrennungsführung.\n12:30-13:50 (optimal operation)\n15:04-15:09 (emission peak)\nBild 32: Partikelgrössenverteilung für die verschiedenen Betriebszustände von Ofentyp 3 im Betrieb\nmit Buchenholz w=10%; logarithmische Darstellung unter Einbezug der Partikel > 0.5 µm.\nBild 33: Filterproben von Ofentyp 3, links: Messung während der Anfeuerphase,\nrechts: Messung während konstantem Betrieb mit hohen Verbrennungstemperaturen.\nBild 34: Zeitlich gemittelte SMPS-Messungen bei Ofentyp 3 mit trockener Buche (w=12%) und\nErgebnis der parallel durchgeführten gravimetrischen Filtermessungen. Die zeitlich erste\nKurve zeigt die Anfeuerphase, die letzte Kurve die Ausbrandphase. Beim dazwischenliegenden stabilen Betrieb lagen die Emissionen bei 11–28 mg/m3.\nNormmessung Ofentyp 3 mit Buche w=12%\nBild 35: Umrechnung der Anzahlgrössenverteilungen in Bild 34 in Partikelmassengrössenverteilungen. Das Intergral unter der jeweiligen Kurve ergibt die errechnete Massenkonzentration. Für Partikel grösser 0.3–0.5µm wird die Konzentration mit dem SMPS teilweise zu\nDie bisher beschriebenen Partikelspektren beziehen sich auf den Betrieb mit sehr trockenem Buchenholz (w=10%). Versuche mit Buchenholz bis zu w=20% ergaben vergleichbare, reproduzierbare\nBei Normmessungen auf Prüfständen wird Buchenholz mit w=12% verwendet. Das Ergebnis einer\nMessung mit diesem Holz ist in Bild 34 und Bild 35 dargestellt und bildet die Vergleichsbasis für andere Ofentypen. Bei dieser Messung wurden nach der Anfeuerphase (11.43-12:44Uhr) zwei gravimetrische Filtermessungen bei kontinuierlicher Verbrennung durchgeführt. Der zeitliche Verlauf in Anzahl- und Massenkonzentration für diese Messung ist in Bild 36 verglichen. Der Verlauf ist vergleichbar mit der Messung von Bild 29 und Bild 30. Bemerkenswert sind hier die bereits zu Beginn tiefen\nEmissionen. Der Anfahrpeak wurde deutlich reduziert, indem zum Anfeuern keine handelsüblichen\nZündwürfel, sondern nur trockenes Holz (Bild 37) verwendet wurde. Auf die nachfolgenden\nNormmessungen hat dies jedoch keinen Einfluss.\n16 Sept 2005 SMPS\nBild 36: Zeitlicher Verlauf von Anzahl und Massenkonzentration während einer Normmessung bei\nOfentyp 3 mit Buchenholz w=12%.\nBild 37: Speziell präpariertes trockenes Holzstück als Anzündmaterial.\n4.4 Zusammenfassung der Partikelspektren bei verschiedenen\nDie unterschiedliche Grössenverteilung bei verschiedenen Betriebspunkten von kleinen Öfen ist in\nBild 38 verglichen. Höhere Emissionen führen zu einer Verschiebung des Partikelspektrums zu\ngrösseren Partikeln, was mindestens teilweise auf Agglomeration von immer mehr gebildeten Primärpartikeln zurückzuführen ist. Ungeachtet dieser Verschiebung ist die wesentliche Partikelfracht in\njedem Fall auf Partikel kleiner 3 µm Durchmesser zurückzuführen. Alle diese Partikel sind inhalierbar\nund zu einem grossen Teil auch lungengängig.\nZur Beurteilung der Gesundheitsrelevanz ist auch ein Vergleich mit therapeutischen Aerosolen\ninteressant. Stand der Technik sind derzeit Inhalationsgeräte, die therapeutische Aerosole von etwa\n5 µm Durchmesser erzeugen. Speziell für die Pädiatrie wurden inzwischen Dispergierer entwickelt, die\nAerosole von etwa 2 bis 3 µm Durchmesser erzeugen, um bei den noch engen Atemwegen von Kindern ein möglichst tiefes Eindringen in die Atemwege zu ermöglichen . Die bestverfügbaren therapeutischen Aerosole haben daher etwa die gleiche Grösse wie die Partikel aus den schlechtesten\n≥ 5000 mg/m3\nnormaler Ofen mit feuchtem Holz\nBetrieb unter sehr schlechten Bedingungen\nAnzahlgrössenverteilung und Gesamtemissionen bei unterschiedlicher Betriebsart von\n5.1 Gravimetrische Staubmessungen\nAls Vergleich zu den Stückholzöfen wurde das Emissionsverhalten eines Pelletofens (Typ Wodtke)\ngemessen. Dieser Ofen ist für den Betrieb mit Holzpellets ausgelegt. Testweise wurde auch der\nBetrieb mit Strohpellets gemessen, um zu beurteilen, wie sich die Emissionen hierdurch ändern.\nDie Ergebnisse der gravimetrischen Staubmessungen sind in Tabelle 5.1 zusammengefasst. Die\nAuswertung der Gasanalytik ist in Bild 39 enthalten.\nDie Emissionen mit Holzpellets sind bei diesem Ofentyp stabil bei 15–17 mg/m3 bei aktuellem O2 im\nAbgas. Bei dem gemessenen mittleren Lambda-Wert von 4 ergibt sich daraus ein normierter Wert von\n24–26 mg/m3 bei 13 Vol.-% O2.\nDie verfügbaren Strohpellets wiesen zu grosse Dimensionen für die Förderschnecke auf und mussten\ndaher zu Beginn mechanisch zerkleinert werden, um eine automatische Zufuhr zur Brennkammerretorte überhaupt zu ermöglichen. Die Umstellung erfolgte während des Betriebs mit heissem Ofen,\nd.h. es wurden die Holzpellets im Vorratsbehälter vollständig entfernt und durch zerkleinerte\nStrohpellets ersetzt. Der Betrieb mit diesen Pellets war für etwas weniger als eine Stunde möglich.\nDurch den hohen Aschegehalt war die automatische Abreinigung der Retorte nicht mehr ausreichend.\nDas führte zu mangelnder Luftzufuhr in die Retorte mit entsprechendem Anstieg der CO-Emissionen\nund Leistungsabfall. Der Ofen musste daraufhin abgeschaltet werden.\nIn der noch stabilen Betriebsphase mit Strohpellets waren die unnormierten Staubemissionen mehr\nals doppelt so hoch wie bei Holzpellets. Korrigiert für den viel höheren Lambda-Wert von 8 ergibt sich\neine Emission von 165 mg/m3 bei 13 Vol.-% O2. Praktisch sofort mit der Brennstoffumstellung\nerhöhten sich auch die NOx-Emissionen von 165 mg/m3 (13 Vol.-% O2) auf 820 mg/m3.\nDie CO-Emissionen waren bei stabilem Betrieb mit Holzpellets < 50 ppm oder normiert < 100 mg/m3\n(13 Vol.-% O2). Nur während des Abreinigungsprogramms der Retorte mit hohem Luftüberschuss sind\ndie CO-Emissionen kurzzeitig überhöht, was zu mittleren Emissionen von ca. 150 mg/m3 führt.\nTabelle 5.1: Ergebnisse der gravimetrischen Staubmessung für den Pelletofen\nDatum der Messung\nMittlere CO-Konzentration bei 13% O2\nMittl. Luftüberschusszahl Lambda\nMittl. NOx-Konzentration bei 13% O2\nStaub-Konzentration gesamt bei 13% O2\nStickoxid NOx (NO angegeben als NOx)\nBild 39: Standardmessungen und Kenngrössen beim Pelletofen; die Umstellung auf Strohpellets\nerfolgte um 16:40\nBeim Betrieb mit Strohpellets stiegen die CO-Werte zunächst auf 400–700 mg/m3 an. Nachdem die\nRetorte mit Asche gefüllt war und nicht abgereinigt werden konnte, stiegen die CO-Emissionen auf\nüber 5000 mg/m3. Vor dieser markanten Überhöhung wurde die Staubmessung abgebrochen.\nParallel zur Filtermessung wurde die Korngrössenverteilung des Feinstaubs in 3-Minuten Intervallen\nmit dem SMPS bestimmt. In Bild 40 sind die mittleren Verteilungsfunktionen für Holz- und Strohpellets\nverglichen. Der Hauptteil der Emissionen liegt in beiden Fällen im Feinpartikelbereich unter 1 µm.\nErgänzende Messungen der grösseren Partikel mit dem Streulichtzähler ergaben keinen wesentlichen\nZusatzbeitrag zu den Gesamtemissionen. Mit Strohpellets erhöhten sich sowohl die Anzahlkonzentration als auch die Grösse der emittierten Partikel, was auf eine grössere Anzahl von Primärpartikeln und zunehmende Agglomeration schliessen lässt.\n(λ = 4)\n(λ = 8)\nBild 40: SMPS-Spektren Pelletofen.\nZusammenhang zwischen CO- und Staubemissionen\nDie Messungen am Pelletofen zeigen eindrücklich, dass bei homogenem Brennstoff und kontrollierter\nLuftzuführung sehr tiefe CO-Emissionen möglich sind und mit tiefen Staubemissionen einhergehen.\nDa CO sehr viel einfacher zu messen ist als Staub, stellt sich die Frage, inwiefern eine CO-Messung\neine einfache Abschätzung über die Staubemissionen ermöglicht.\nIn Bild 41 sind die mittleren Staub- und CO-Emissionen für verschiedene Messintervalle bei den drei\nuntersuchten Stückholzöfen zusammengefasst. Der Zusammenhang ist nicht eindeutig, sondern\nhängt stark davon ab, in welcher Verbrennungsphase die Messung stattfindet. Aus dem gemessenen\nzeitlichen Verlauf von Staub- und CO-Emissionen ist erkennbar, dass die Anfeuerphase und die Zeit\nkurz nach dem Nachlegen von Holz jeweils zu hohen Staubemissionen führt (Bild 16, Bild 23). Die\nAusbrandphase trägt praktisch nicht mehr zu den Gesamtstaubemissionen bei, ist aber durch hohe\nCO-Emissionen geprägt. Wie am Beispiel des Ofentyps 3 gezeigt wurde (Bild 9), können im Ausbrand\ndie normierten CO-Emissionen auf Spitzenwerte über 10’000 mg/m3 (bei 13 Vol.% O2) ansteigen,\nwährend die Staubemissionen sicher unter 20 mg/m3 liegen. Dieser Unterschied zwischen CO- und\nStaubemissionen gilt auch für die anderen Ofentypen. Bei Ofentyp 2 wurde im Ausbrand ein mittlerer\nCO-Wert von 8’600 mg/m3 bei Staubemissionen von etwa 10 mg/m3 gemessen (Tabelle A2). Es lässt\nsich daher in der Ausbrandphase eine klare Diskrepanz zwischen dem Trend der CO-Emissionen und\nden Staubemissionen feststellen. Diese Phase ist für Staubemissionen in keinem Fall kritisch, wie in\nmehreren Messungen bestätigt wurde.\nStaub [mg/m ] bei 13% O2\nCO [mg/m ] bei 13% O2\nBild 41: Zusammenhang zwischen CO- und Staubemissionen (auf 13 Vol.-% O2 normiert) bei den\n3 Stückholzöfen. Bei den Staubkonzentrationen wurde der Anteil Kondensat auf dem Backup-Filter mit berücksichtigt (vgl. Tabelle A1-A3). Wegen der grossen Variabilität der\nStaubemissionen sind diese auf einer logarithmischen Skala aufgetragen Bei Unterschreitung eines CO-Werts von 3000 mg/m3 liegen die Staubemissionen unter 130 mg/m3\n(Rechteck im linken Teil der Grafik).\nBei ungünstigem Brennstoff lassen die CO-Emissionen auch in der normalen Verbrennungsphase\nkeinen sicheren Rückschluss auf die Staubemissionen zu, wie ein Vergleich von Ofentyp 2 und\nOfentyp 3 beim Betrieb mit feuchter chilenischer Buche zeigt. Ofentyp 3 konnte mit diesem Brennstoff\nauf Staubwerte < 70 mg/m3 optimiert\n11'000 mg/m . Beim Ofentyp 2 waren die CO-Werte halb so hoch, aber die Staubemissionen\nmindestens doppelt so hoch.\nDie hohen CO-Werte in der Ausbrandphase sind zum Teil auf die Normierung auf 13 Vol.-% O2\nzurückzuführen. Beim Vergleich der unnormierten CO-Emissionen (Bild 42, Tab. A1-A3) fällt auf, dass\nbesonders hohe Werte von > 0.4 % in der Regel auch mit überhöhten Staubemissionen einhergehen.\nInsbesondere lassen sich beim Überfüllen eines Ofens mit resultierender Luftmangelsituation COEmissionen nahe 1 % beobachten, die im Ausbrand nicht vorkommen. Bei Unterschreitung eines COWerts von 0,18 % wurden in allen Fällen tiefe Staubemissionen von < 70 mg/m3 erzielt. Solche COund Staubemissionen wurden in allen Normmessungen mit trockenem Buchenholz erzielt, also auch\nbeim einfach gebauten Ofentyp 1. Ein CO-Limit von 0,2 % und Staubemissionen nach VDI-Norm von\n< 100 mg/m3 wurden sogar dann erreicht, wenn die kritische Anfeuerphase mitgemessen wurde.\nAus den Normmessungen lässt sich daher ableiten, dass ein CO-Grenzwert von 0,2 % oder normiert\n3000 mg/m3 erfüllbar ist, sofern trockener Brennstoff verwendet wird.\nStaub [mg/m ] bei aktuellem O2\nBild 42: Zusammenhang zwischen CO- und Staubemissionen bei den 3 Stückholzöfen. In dieser\nDarstellung beziehen sich die Angaben auf den direkt gemessenen Gehalt im Abgas, die\nWerte sind also nicht auf 13% O2 normiert. Bei den Staubkonzentrationen wurde der Anteil\nKondensat auf dem Back-up-Filter mit berücksichtigt (vgl. Tabelle A1-A3). Der Zielbereich\nfür tiefe Emissionen ist gelb markiert.\nDer Fragestellung nach einem vereinfachten Messverfahren in der Praxis wurde in ausgewählten\nMessungen an handbeschickten Holzfeuerungen im Kanton Zürich nachgegangen . Hierbei wurde\nzunächst die Bedeutung des Anfahrvorgangs bestätigt. Für eine einfache Praxisüberwachung kann\ndaraus abgeleitet werden, dass Rauch (nicht Wasserdampf) nur während kurzer Zeit während der\nAnfahrphase auftreten darf, da Rauch in der Regel mit einer deutlichen Überschreitung des Orientierungswerts von 150 mg/m3 bei 13 Vol.-% O2 verbunden ist. Dabei wurde ein optisches Rauchbild\ndefiniert (Bild 43) mit 0% (kein Rauch sichtbar), 10% (kaum sichtbar), 20% (schwach sichtbar), bis\n100% (starker Rauch) und gezeigt, dass bereits ab 20% Rauchbild die Feinstaubemissionen in der\nRegel überschritten waren.\nObwohl die Emissionen an Kohlenmonoxid und Feinstaub wie oben beschrieben nicht eineindeutig\nmiteinander korrelieren, zeigte sich für die ausgewählten Messungen an installierten Holzfeuerungen,\ndass der Orientierungswert für Staubemissionen in der Regel eingehalten wird, wenn der heutige\nRichtwert für Kohlenmonoxid von 4'000 mg/m3 unterschritten ist. Ein Vergleich mit den Labormessungen (Tabelle A1-A3) bestätigt diese Aussage auf Basis der VDI-Filtermessungen.\nBild 43: Abschätzung von Emissionen aufgrund von Rauchbildern, nach Wehrli .\nDie Praxismessungen im Kanton Zürich sind somit konsistent mit den vorliegenden Labormessungen.\nSie beziehen sich dabei auf bestehende Anlagen und höhere Emissionslimits als es das Qualitätssiegel für neue Holzfeuerungen vorsieht.\nAus der Studie für das AWEL  kann geschlossen werden, dass eine Verbrennung nach 15 Minuten\nrauchfrei sein sollte und eine Kontrollmessung 15 Minuten nach dem Anfeuern beginnen sollte .\nDiese Zeit erscheint aufgrund der vorliegenden Laborresultate als relativ lang und dürfte nur geeignet\nsein, sehr grobe Fehler beim Betrieb der Feuerung, wie vorzeitiges Schliessen der Luftklappe, zu\nerkennen. Beim optimalen Betrieb eines Ofens werden kleine Holzchargen von nur 1,5 kg verwendet.\nDie Abbranddauer beträgt dabei ca. 30 Minuten bis zum nächsten Nachlegen. Es ist deshalb zu\nprüfen, ob die Messung bereits ab Nachlegen auf Grundglut zu starten ist, um mit genügend langer\nMesszeit einen solchen Abbrand zu erfassen. Die teilweise übliche Praxis, einen Ofen zu füllen, führt\nin jedem Fall zu überhöhten Emissionen und sollte durch Schulung der Betreiber vermeiden werden.\nDie Einhaltung eines tief genug gewählten CO-Limits in der Praxis kann zu einer merklichen Senkung\nder Staubemissionen führen. Für Kontrollen und Grenzwerte kritisch bleibt allerdings der Umstand,\ndass der Umkehrschluss von hohen CO-Emissionen auf hohe Staubwerte nicht eindeutig ist. Er gilt\ninsbesondere nicht in der Ausbrandphase, was sich durch die Wahl des Messzeitpunkts noch berücksichtigen lässt.\n7.1 Probennahme für biologische Tests\nFür biologische Tests sind Staubprobenmengen von 0,3 bis 1 Gramm pro Versuch erforderlich. Die\nbeheizten Filter für die gravimetrische Staubmessung sind für die Probennahme nicht gut geeignet, da\nsich bei quarzfasergestopften Hülsen der Staub in der Quarzwolle verteilt und nicht mehr gut\nextrahiert werden kann. Filterpatronen aus Quarzfasern, die den Staub direkt an der Oberfläche\nsammeln, neigen dagegen zum Durchbruch bei hohen Beladungen, so dass die Staubmessung nicht\nmehr quantitativ auswertbar wäre. Es wurde daher eine Probennahme parallel zur gravimetrischen\nStaubmessung durchgeführt, um grössere Staubmengen für weitere Analysen zu sammeln.\nHierzu wurde ein Teil des Abgases zunächst in zwei Waschflaschen mit destilliertem Wasser geleitet\nund abgekühlt. Der grösste Teil der Partikelfracht wird dabei nicht im Wasserbad abgeschieden, da\nRusspartikel hydrophob sind. Diese Partikel wurden auf einem nachgeschalteten Planfilter bei Raumtemperatur gesammelt. Sowohl die Flüssigkeit in den Waschflaschen als auch die Partikel auf dem\nnachgeschalteten Filter wurden für ausgewählte Versuche analysiert.\nBei der normalen Staubprobennahme nach EPA-Norm wurde in einem beheizten Filter mit nachgeschalteten Waschflaschen gesammelt. Der Inhalt ausgewählter Waschflaschen aus dieser Probenahme wurde ebenfalls chemisch analysiert und für biologische Zelltests verwendet. Durch die Kombination dieser Analysen werden sowohl die filterbaren Partikel als auch die Kondensate erfasst.\nUm eine Vergleichsbasis der Inhaltsstoffe und der biologischen Wirksamkeit zu haben, wurden zusätzlich Dieselrussproben untersucht. Hierzu wurden zunächst umfangreiche Probennahmen mit\ngrossen Planfiltern im Abgasstrom eines Euro3-PKW an der EMPA Dübendorf durchgeführt . Diese\nProbe konnte gut chemisch analysiert werden, war aber nur bedingt geeignet für biologische Zelltests,\nda sich der Russ nicht vollständig vom Filtermaterial separieren liess. Für besonders sensitive\nbiologische Tests wurde eine weitere Dieselrussprobe verwendet. Der Dieselruss stammt aus einem\nPartikelfilter grosser Fläche und sehr tiefer Strömungsgeschwindigkeit, wie er testweise an einem\nEuro2-Stadtbus eingesetzt wurde . Wegen der tiefen Filtrationsgeschwindigkeit konnte dieser Filter\nüber einen längeren Zeitraum sehr stark beladen werden. Der Russ lässt sich dann als trockenes\nPulver entfernen, ohne dass Filterfasern mitgerissen werden. Diese Probe wurde von Herrn Andreas\nMayer, TTM, zur Verfügung gestellt.\nBei gutem Betrieb der Holzöfen waren die Staubkonzentrationen im Abgas zu klein, um genügend\nProbenmenge für biologische Zelltests zu sammeln. Um einen Anhaltspunkt für die Wirksamkeit von\nStäuben aus guten bis durchschnittlichen Verbrennungsbedingungen zu erhalten, wurde vor Beginn\nder gesamten Versuchsreihe Staub aus dem Ofenrohr des Versuchsstandes entnommen. Der dort\nabgesetzte Staub entstand beim Testbetrieb mit verschiedenen Öfen über mehrere Monate. Da es\nsich um den Teststand eines Ofenbauers handelt, sind sehr schlechte Betriebspunkte durch\nBedienungsfehler nahezu ausgeschlossen. Allerdings wird am Ofenrohr nur ein Teil der Partikel\nabgeschieden und es entsteht dabei eine Grössenfraktionierung. Diese Probe liefert daher nur eine\nAbschätzung für einen durchschnittlichen guten Betrieb.\n7.2 Methodik Zelltests\nDie biologischen Zelltests wurden mit V79-Lungenfibroplastzellen des chinesischen Hamsters\ndurchgeführt . Vorteil dieser Zelllinie ist, dass die Zellkerne sehr verschieden geformte Chromosomen haben und sich dadurch Chromosomenschäden zuverlässig nachweisen lassen. In einer\nersten Testreihe wurde die Toxizität der Stäube untersucht. Hierzu wurde eine genau definierte\nMenge an gesammelten Feinpartikeln der Nährlösung der Zelle zugegeben. Die Überlebensrate der\nZellen wurde für verschiedene Partikelkonzentrationen im Medium untersucht. Zur Messung der\nZellaktivität, und damit des Überlebens der Zellen, diente bei diesem Test die mitochondriale Aktivität,\ndie sich mit einem Standardverfahren gut bestimmen lässt .\nIn einer zweiten Testreihe wurden Chromosomenschäden in Abhängigkeit der zugegebenen Partikelkonzentration untersucht. Chromosomenschäden lassen sich einerseits detektieren durch festgestellte\nChromosomenbrüche. Alternativ dazu lässt sich aber auch beobachten, ob sich sogenannte Mikrokerne gebildet haben. Diese Mikrokerne entstehen aus abgebrochenen Chromosomenbruchstücken\nund sind ein Mass für Chromosomenbrüche während der Zellteilung. Bei diesen Tests wurde die\nSchwellenkonzentration bestimmt, ab der sich Chromosomenbrüche, also Mikrokerne, nachweisen\nDer gesammelte Staub wurde zusammen mit den Filtern zunächst vollständig in Zellkulturflüssigkeit\ndispergiert. Diese Flüssigkeit enthielt noch keine lebenden Zellen. Anschliessend erfolgte eine\nbestmögliche Abtrennung der Filterfasern aus der Flüssigkeit, so dass ein konzentriertes Gemisch aus\nNährlösung mit Partikeln zur Verfügung stand. Diese Lösung wurde in verschiedener Verdünnung\neiner Zellkultur zugegeben. Die Beobachtung der Zellüberlebensrate erfolgte durch eine Messung der\nmitochondrialen Aktivität der behandelten Zellen im Vergleich zu einer unbehandelten Referenzgruppe.\nAls Blindproben wurden unbeladene (leere) Filter in der gleichen Weise aufbereitet wie die partikelbeladenen Filter. Die so erhaltene Konzentratlösung war partikelfrei, enthielt aber noch unvollständig\nseparierte Filterfasern. Diese führten in den Zelltests ebenfalls zu einer Schädigung. Die mittlere Überlebensrate war nahezu unabhängig von der Menge zugegebenen Konzentrats etwa 70%. Hieraus\nergibt sich eine reduzierte Nachweisempfindlichkeit bei den Proben von grossen Planfiltern, d. h. Zellschädigungen sind erst dann signifikant durch die zugegebenen Partikel hervorgerufen, wenn die\nÜberlebensrate unter 70% liegt.\nDiese Einschränkung gilt nicht für die pulverförmige Dieselrussprobe vom EURO2-Stadtbus und die\nProben von Kleinfeuerungen, bei denen eine wesentlich höhere Staubbeladung pro Filterfläche erzielt\nwurde. In diesen Fällen sind entweder keine Filterfasern vorhanden oder ihr Beitrag ist so gering, dass\nsie nicht zur beobachteten biologischen Wirkung beitragen.\n7.4.1 Ergebnisse für eine automatische Holzfeuerung\nIm Projekt Partikelwirkung wurde vor der Zusatzmessung der Holzöfen bereits eine umfangreiche\nUntersuchung von Stäuben aus einer automatischen Holzfeuerung durchgeführt [7, 11, 12]. Hierzu\nwurden Filterproben im Abgas einer automatischen Holzfeuerung in der gleichen Weise auf Planfiltern\ngesammelt wie beim EURO3-Dieselmotor. Die Ergebnisse dieser Studie werden im Folgenden als\nEin grosser Unterschied zwischen Dieselruss und den gesammelten Partikeln aus dem Abgas der\nautomatischen Holzfeuerung ist schon rein optisch auf den Planfiltern erkennbar (Bild 44).\nFilterproben von einem Dieselmotor (links) und einer automatischen Holzfeuerung (rechts).\nDie Filterbeladung mit Dieselruss beträgt 0,6 g. Für die Probe von der automatischen\nHolzfeuerung ist die Beladung deutlich höher (2 g), dennoch entsteht keine dunkle Färbung.\nIn Bild 45 ist die Zellüberlebensrate als Funktion der Partikelkonzentration in der Nährlösung der\nZellen (Zellmedium) aufgetragen. Die Zellschädigung durch Dieselpartikel war deutlich grösser als\ndurch Partikel aus der automatischen Holzfeuerung (Bild 45). Bei einer Dieselpartikel-Konzentration\nvon 3 mg/ml sind praktisch alle Zellen abgestorben, während bei derselben Konzentration an Partikeln\naus der automatischen Holzfeuerung die Zellschädigung noch an der Nachweisgrenze liegt.\nDa diese Art von Holzfeuerung vorwiegend anorganische Salze emittiert, wurde als weiterer\nVergleichstest eine reine Kalium-Salzlösung zu den Zellkulturen gegeben. Dieser Test hat den Vorteil,\ndass keinerlei Filterfasern in der Zellkulturlösung mehr vorliegen und damit auch kleine Schädigungen\ngut erfasst werden. Das Ergebnis dieses Tests ist in Bild 46 zusammengefasst: Eine K2SO4 oder KClLösung führt praktisch zur gleichen Dosis-Wirkungskurve wie die Holzfeuerungspartikel.\nHolz, Test 1\nHolz, Test 2\nHolz, Test 3\nDiesel Test 1\nDiesel Test 2\nDiesel Test 3\nPartikelkonzentration im Zellmedium [mg/ml] .\nBild 45: Zytotoxizitätstest für Staub aus einer automatischen Holzfeuerung im Vergleich zu\nDieselruss. Die gestrichelte Linie gibt die Grenze der Nachweisempfindlichkeit dieses Tests\nan, d. h. erst bei einer Überlebensrate unter 70% ist die Schädigung signifikant.\nZytotoxizitätstests mit Salzlösungen\nBild 46: Zytotoxizitätstests mit reinen Kaliumsalzlösungen ohne jede Verunreinigung.\nIn hohen Konzentrationen sind daher auch reine Salze zelltoxisch. Die beobachtete Toxizität dieser\nHolzfeuerungspartikel kann also allein durch deren Hauptbestandteil, die anorganischen Salze, erklärt\n7.4.2 Ergebnisse für ausgewählte Stäube aus Kleinfeuerungen\nDie Partikelemissionen aus Kleinfeuerungen sind nur teilweise auf die Bildung anorganischer Salze\nzurückzuführen. Bei hohen Emissionen dominiert die Bildung von Russ und führt zur Schwärzung der\nFilter. Unter optimierten Bedingungen ist ein Gemisch aus Russ und anorganischen Salzen zu\nerwarten. Die vier Teilproben von Holzverbrennungsstaub aus dem Kaminrohr der Versuchsanlage\nergeben entsprechend Zellschädigungskurven, die zwischen dem Dieselruss und den rein salzhaltigen Stäuben aus der automatischen Verbrennung liegen (Bild 47). Als Vergleichsbasis wurde\nhierbei die pulverförmige Dieselrussprobe verwendet, um den Untergrundeffekt durch Filterfasern\nDie Filterproben aus sehr schlechter Verbrennung (≥ 5 g/m3 Emission) waren hoch beladen, so dass\neine Abtrennung der Russpartikel von den Filtern gut möglich war. Die Zelltests mit diesen Partikeln\nergaben eine deutlich höhere Toxizität als für Dieselruss. Geringfügige Restverunreinigungen von\nFilterfasern hatten in Blindtests keinerlei signifikante Auswirkungen, so dass die beobachtete Schädigung eindeutig auf die Holzrusspartikel zurückzuführen ist. Ein Vergleich der 50% Schädigungskonzentration zeigt, dass diese Holzrusspartikel aus sehr schlechter Verbrennung etwa 10-mal\nzelltoxischer sind als Dieselruss.\nBiologische Zelltests: Holzruss im Vergleich zu Dieselruss\nFilter 2 vom 16.11.2005\nFilter 4 vom 13.12.2005\nFilter 2 vom 15.12.2005\nFilter 4 vom 15.12.2005\nFilter 3 vom 16.12.2005\nPartikelkonzentration in Zellnährlösung [µg/ml]\nBild 47: Zytotoxizitätstest für Holzruss aus Kleinfeuerungen im Vergleich zu Dieselruss\nFür ausgewählte Proben wurden zusätzlich Mikrokerntests durchgeführt, um die Schwellenkonzentration für Chromosomendefekte nachzuweisen. Diese Tests ergaben ein vergleichbares\nErgebnis wie die Zytotoxizitätstests, allerdings sind die Konzentrationen hierbei deutlich kleiner\n(Bild 48). Für die Staubproben vom Dieselmotor und gesammelten Holzstaub aus dem Kaminrohr\nlagen die Schwellenkonzentrationen für den Nachweis von Chromosomenbrüchen bei 300 µg/ml und\n600 µg/ml. Dieser scheinbar grosse Unterschied entspricht einer Stufe in der gewählten Verdünnungsreihe und ist an der Grenze der Signifikanz. Ähnlich wie beim Zytotoxizitätstest ist also auch hier die\nHolzstaubprobe vergleichbar bis geringfügig weniger toxisch als Dieselruss.\nEin sehr deutlicher und signifikanter Unterschied ergab der Mikrokerntest für die beiden Proben aus\nsehr schlechter Holzverbrennung. Hier lag die Schwellenkonzentration für eine Schädigung bereits bei\n6 µg/ml und 20 µg/ml. Auch hier korreliert das Ergebnis des Mikrokerntests mit dem Zytotoxizitätstest,\nd. h. die etwas weniger toxische Probe hat auch eine höhere Schwellenkonzentration für das Auftreten\nEin Vergleich zur Dieselrussprobe ergibt für die getesteten Proben aus sehr schlechter Holzverbrennung eine mindestens 15-mal kleinere Schwellenkonzentration für den Nachweis von Chromosomenbrüchen.\nmittlere bis gute\nüber 4 Proben)\nBild 48: Mikrokerntest für Holzruss aus Kleinfeuerungen im Vergleich zu Dieselruss\nChemische Analyse der Staubinhaltsstoffe\nDie beobachteten grossen Unterschiede in der biologischen Wirksamkeit der untersuchten Stäube\nsind eine Folge der verschiedenen chemischen Zusammensetzung. Um diese zu quantifizieren wurden an einigen ausgewählten Proben chemische Analysen beim Institut Bachema durchgeführt. Der\ngrösste beobachtete Unterschied in der Zelltoxizität besteht zwischen einer Probe aus einer gut\nbetriebenen automatischen Holzfeuerung und einer Probe vom Holzofen bei sehr schlechtem Betrieb.\nDie chemischen Inhaltsstoffe verschiedener Proben sind in Bild 49 verglichen. Eine korrekt betriebene\nautomatische Feuerung erreicht CO-Emissionen unter 50 ppm, der gemessene Anteil von unverbranntem Kohlenstoff in der Staubprobe ist dabei 2 %. Bei nichtoptimalem Betrieb mit CO-Emissionen\nvon 400 ppm erhöht sich dieser Anteil auf 4 %. Mit einem Anteil von > 90% sind die wesentlichen\nBestandteile dieser Staubproben Kaliumsalze. Der geringe Anteil an unverbranntem Kohlenstoff\n(Russ) führt dazu, dass die Filterproben weiss bleiben (Bild 44).\nBei der Probe vom schlecht betriebenen Holzofen ist erwartungsgemäss der wesentliche Anteil\nunverbranntes Material in Form von Kohlenstoff und Kohlenwasserstoffverbindungen. Der Kaliumsalzanteil ist dagegen sehr klein (< 2%), wobei der Sulfatanteil (SO4--) vernachlässigbar ist. Eine Gaschromatograph-Analyse bei dieser Probe zeigte eine Vielzahl verschiedenster Kohlenstoffverbindungen\nauf, deren genaue Aufschlüsselung nicht möglich war. Um eine Abschätzung über den Anteil toxischer\nVerbindungen zu ermöglichen, wurde für diese Probe der Gehalt an polyzyklischen aromatischen\nKohlenwasserstoffen (PAK) bestimmt.\nAutom.- Feuerung, korrekter Betrieb\nCO < 50 ppm\nHolzofen, schlechter Betrieb,\nCO > 10 000 ppm\nBild 49: Chemische Zusammensetzung von Staubproben aus sehr unterschiedlicher Holzverbrennung.\nDie amerikanische Umweltbehörde EPA hat eine Liste von 16 PAK herausgegeben, die als\nkanzerogene Leitsubstanzen gelten. Der bekannteste Vertreter hierbei ist das Benzo(a)pyren (BaP).\nPAK entstehen als Syntheseprodukte während der Holzverbrennung und werden bei unvollständigem\nAusbrand der Gase emittiert. Um zu prüfen, ob die höhere Toxizität der Probe aus unvollständiger\nVerbrennung mit einem hohen PAK-Gehalt korreliert, wurde eine chemische Analyse dieser Probe im\nVergleich zu einer Dieselrussprobe durchgeführt. Das Ergebnis der PAK-Analyse ist in Tabelle 8.1\nzusammengefasst und zeigt, dass der Staub aus schlechter Holzverbrennung mit 1,12 g/kg oder\n0,112 Gew.-% etwa 20-mal mehr PAK enthält als die Dieselrussprobe. Der Unterschied wird noch\nmitberücksichtigt. Der Gehalt der partikelgebundenen PAK im Abgas einer solchen Feuerung ist etwa\n5,6 mg/m3 und damit einen Faktor 1000 höher als im Abgas eines Dieselmotors.\nDie Staubprobe aus schlechter Holzverbrennung weist besonders hohe Konzentrationen von Fluoren,\nPhenanthren, Fluoranthen und Pyren auf. Fluoren zählt zu den besonders toxischen PAK und wird\nunter anderem zur Pestizidherstellung verwendet. Pyren ist im Zusammenhang mit Dieselabgasen als\nmöglicher Auslöser von Allergien untersucht worden .\nGehalt an polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffen (PAK) in der Staubprobe\naus sehr schlechter Holzverbrennung im Vergleich zu Dieselruss.\nEPA-PAK-Gehalt im Staub\nbei Staubgehalt im Abgas von\nbeträgt der EPA-PAK-Gehalt im Abgas\nInterpretation der biologischen Tests\nDie durchgeführten Zelltests erlauben grundsätzlich einen relativen Vergleich der biologischen\nWirksamkeit der Komponenten der Feinstäube, die untersucht wurden. Aufgrund ihrer Grösse ist bei\nallen Staubsorten davon auszugehen, dass sie in den Atmungstrakt und insbesondere dort auch in die\nAlveolen der Lunge eindringen können. Wenn sie dort eingedrungen sind, rufen Dieselrusspartikel\neine höhere biologische Schädigung hervor als reine Salzpartikel aus einer guten kontrollierten\nVerbrennung in automatischen Holzfeuerungen. Staub aus Kleinfeuerungen, der aus Ablagerungen im\nAbgaskanal entnommen wurde, weist eine vergleichbare biologische Wirksamkeit auf wie Dieselruss.\nStäube, die unter sehr schlechten Verbrennungsbedingungen gezielt auf Filtern gesammelt wurden,\nsind aufgrund der Zelltests etwa zehn Mal toxischer als Dieselrusspartikel und zwar sowohl in Bezug\nauf direkte Zellschädigung als auch auf Mutagenität der Zellen.\nDie viel höhere Toxizität korreliert mit einem gemessenen wesentlich höheren Anteil an polyzyklischen\naromatischen Kohlenwasserstoffen (PAK). Es kann daher nicht gesagt werden, ob die Partikelrusskerne selbst eine höhere Schädigung hervorrufen. Vielmehr erscheint es wahrscheinlich, dass die\nadsorbierten Substanzen, die bei sehr schlechten Verbrennungsbedingungen entstehen, zu einer\nhöheren Schädigung führen.\nLungenfibroblastzellen aus dem chinesischen Hamster haben nicht notwendigerweise die gleiche\nEmpfindlichkeit gegenüber Schadstoffen wie Epithelzellen des menschlichen Lungengewebes.\nWeiterhin sind Zellkulturen empfindlicher auf Fremdeinwirkungen als Zellen, die im Zellverband in\neinem gesunden Körper liegen. Eine exakte quantitative Übertragung der Resultate in Form einer\nSchwellenkonzentration für Gesundheitswirkungen im menschlichen Lungengewebe ist daher nicht\nLaut Untersuchungen der EMPA in St. Gallen haben Epithelzellen des menschlichen Lungengewebes\neine höhere Empfindlichkeit gegenüber Nanopartikeln als Fibroblastzellen des chinesischen Hamsters\n. Tatsächliche Schäden am menschlichen Lungenepithelgewebe bei den hier gemessenen\nKonzentrationen sind daher möglicherweise noch höher, als es sich mit diesen Zelltest abschätzen\nDer Umfang der tatsächlichen Schädigung im Atmungstrakt wird schliesslich durch die Effektivität des\nImmunsystems und seiner Möglichkeiten der Abreinigung dieser überhöhten Schadstoffkonzentration\nbestimmt. Die Immunantwort auf diese Belastungssituationen sollte demnach auch Gegenstand\nweiterer Untersuchungen werden. Hierdurch lassen sich Zusammenhänge über häufige Krankheitsbilder herausfinden, die bisher aus epidemiologischen Studien bekannt sind, deren biologische\nWirkungskette aber noch nicht gut verstanden ist. Die Klärung des Einflusses von Schadstoffpartikeln\nauf eine mögliche Überreaktivität des Immunsystems ist insbesondere wichtig, um zu beurteilen, ob es\neinen Zusammenhang zwischen der Partikelbelastung in der Umgebungsluft und der zunehmenden\nHäufigkeit von Allergien und Asthma gibt.\n10.1 Partikelemissionen von Holzöfen\nHandbeschickte Holzöfen weisen mit Emissionswerten von unter 20 mg/m3 bis zu über\n5 000 mg/m3 (bei 13 Vol.-% O2) eine riesige Bandbreite der Feinstaubemissionen auf. Obwohl die\nFeinstaubemissionen von der Feuerungstechnik abhängig sind, kann zumindest bei Holzöfen die\nBetriebsweise einen meist noch wesentlicheren Einfluss haben:\nSo stiegen die Emissionen eines Holzofens mit Qualitätssiegel von unter 50 mg/m3 auf rund\n250 mg/m3 an, wenn anstelle eines idealen Betriebs mit sehr kleinen Chargen an sehr kleinen und\ntrockenen Holzscheitern ein Betrieb mit einer grösseren Charge von üblich grossen Holzscheitern\nerfolgt. Bei Verwendung von feuchtem Holz betrugen die Emissionen sogar rund 500 mg/m3.\nIn einem einfachen Holzofen resultierten unter schlechten Betriebsbedingungen durch Schliessen\nder Luftklappen Staubemissionen von über 5000 mg/m3, was im Vergleich zu einem Idealbetrieb\nmit kleinen Holzchargen im gleichen Ofen einer Erhöhung um mehr als einen Faktor 100\nAufgrund dieser riesigen Bandbreite ist davon auszugehend, dass die Emissionsfrachten handbeschickter Feuerungen in der Praxis deutlich unterschätzt werden, sofern für Emissionsinventare\nEmissionsfaktoren von Prüfstandsmessungen verwendet werden.\nDie grosse Bandbreite der Feinstaubemissionen zwischen Idealbetrieb und schlechtem Betrieb\nverdeutlicht, dass für die Praxis nicht nur das Abfallverbrennungsverbot in Holzfeuerungen\ndurchgesetzt werden muss, sondern dass gleichzeitig auch Massnahmen notwendig sind, welche\neinen unsachgemässen Betrieb mit naturbelassenem Holz in Praxisanlagen sicher verhindert.\nEin Holzofen mit räumlicher Trennung von Füllschacht und Brennkammer sowie mit zweistufiger\nVerbrennung durch in einer verjüngten Zone eingemischter Sekundärluft vor der Nachbrennkammer erzielte bei idealem Betrieb sehr geringe Feinstaubemissionen von unter 20 mg/m3. Der\nwesentliche Vorteil dieses Verbrennungsprinzips besteht jedoch darin, dass selbst bei\nunüberwachtem Normalbetrieb mit typischen Holscheitern und gefülltem Füllschacht Emissionen\nvon sicher unter 50 mg/m3 eingehalten wurden. Ein drastisches Ansteigen der Emissionen durch\nÜberfüllen ist konstruktionsbedingt ausgeschlossen. Das Konstruktionsprinzip weist aber auch für\nandere Arten von Fehlbedienung ein geringeres Risiko auf. Bei Befüllung mit nassem Holz erfolgt\nnach kurzer Zeit ein Ablöschen, so dass ein langfristiger Betrieb mit dramatisch erhöhten Emissionen im Gegensatz zu dem einfachen untersuchten Holzofen nicht möglich ist. Weil die heutigen\nVorschriften zur Typenprüfung jedoch einen weitgehend idealen Betrieb während der Prüfstandsmessung nicht sicher ausschliessen, weist das zweistufige Verbrennungsprinzip bei der\nheutigen Typenprüfung keinen relevanten Vorteil gegenüber konventionellen Holzöfen auf. Im\nWeiteren ermöglicht es für den Betreiber systembedingt nur eine eingeschränkte Betriebsart,\nwelche auf das korrekte Heizen mit Stückholz ausgerichtet ist. Aus diesem Grund hat sich ein\nFunktionsprinzip in der beschriebenen Art oder allfällige weitere Alternativen zu konventionellen\nHolzöfen auf dem Markt nicht durchgesetzt.\nDer Anfahrvorgang führt bei Holzfeuerungen zu erhöhten Emissionen an Feinstaub und gasförmigen Schadstoffen aus unvollständiger Verbrennung. Zur Beurteilung der Emissionen von handbeschickten Holzfeuerungen ist deshalb die Erfassung des Anfahrvorgangs entscheidend. Der\nAusbrand führt zwar als Folge der Vergasung von Holzkohle zu hohen Kohlenmonoxidemissionen, in der Regel aber nur zu geringen Emissionen an Feinstaub und organischen Verbindungen.\nDurch die Ergänzung konventioneller Messtechnik mit den on-line Partikelmessungen mit einem\nSMPS und einem Streulichtgerät (OPC) kann nicht nur die Grössenverteilung, sondern auch der\nzeitliche Verlauf der Partikelemissionen gut erfasst werden. Hierdurch ist es möglich, die wesentlichen Phasen der Verbrennung zu identifizieren und ihren Beitrag zu den Partikelemissionen zu\nquantifizieren. Diese Kenntnis ermöglicht es, die Zeitintervalle für gravimetrische Messungen\nsowohl für Prüfstands- als auch für Praxismessungen in der Zukunft besser festzulegen.\nIn den vorliegenden Untersuchungen konnten bei optimalem Betrieb bei drei der vier untersuchten\nFeuerungen Staubemissionen von weniger als 25 mg/m3 (bei 13 Vol.-% O2) erzielt werden. Bei\ndiesen Verbrennungsbedingungen mit geringer Staubfracht weisen die Feinstaubemissionen ein\nKorngrössenmaximum (angegeben als Anzahlverteilung) im Grössenbereich zwischen 30 nm und\n40 nm auf. Diese Grössenklasse liegt im Bereich zwischen den bekannten Emissionen von\nÖlfeuerungen und Benzinmotoren  und ist aus bisherigen Arbeiten über Holzfeuerungen kaum\nbekannt. Mit zunehmend schlechter Verbrennung verschiebt sich das Maximum der Grössenverteilungsfunktion auf Werte zwischen 100 nm und 200 nm, die auch in früheren Arbeiten publiziert\nwurden [15, 16, 17].\nBei sehr ungünstigen Verbrennungsbedingungen werden relevante Konzentrationen an Partikeln\nim Bereich 0,5 µm bis 1 µm mit dem OPC registriert. Diese Partikel tragen wesentlich zu den\nüberhöhten Emissionen von schlecht betriebenen Feuerungen bei und bewirken eine sichtbare\nRauchfahne. Bemerkenswert ist, dass der Unterschied zwischen guter und schlechter\nVerbrennung einen Faktor 10'000 und mehr in den Emissionen von 0,5 µm Partikeln ausmacht.\nDiese hohe Dynamik kann für vereinfachte optische Messverfahren in Praxistests genutzt werden.\nMit dem SMPS ist dieser Unterschied nicht so deutlich erkennbar, so dass ein optisches\nVerfahren die bessere Methode ist, um schlechte Verbrennungsbedingungen zu identifizieren.\nSchlechte Verbrennungsbedingungen sind gleichbedeutend mit unvollständiger Verbrennung, die\nzusätzlich zur Emission von Kohlenwasserstoffen und kondensierbarem Material führt. Diese\nKondensate werden in der bisherigen VDI- oder EU-Normmessung mit beheizten Filtern nicht\nerfasst. Ausgewählte Versuche haben gezeigt, dass diese Kondensate bei schlechter Verbrennung etwa gleichviel oder sogar mehr zu den Emissionen beitragen als filterbare Partikel. Bei\nguter Verbrennung ist der Kondensatanteil dagegen vernachlässigbar.\nUm die Feinstaubemissionen neuer Holzfeuerungen im Praxisbetrieb zu vermindern, sollten nebst\nder Umsetzung bisheriger Massnahmen wie FairFeuern  und Empfehlungen zum Betrieb \nauch praxisgerechtere Messvorschriften zur Typenprüfung und für das Qualitätssiegel eingeführt\nwerden. Diese sollten einen idealisierten Prüfstandsbetrieb verhindern und auch das Anfahren\nund Nachlegen erfassen.\n10.3 Gesundheitswirkung der untersuchten Feinstäube\nHolzfeuerungen und Dieselmotoren weisen bei normaler Betriebsweise Feinstaubemissionen mit\nvergleichbaren Massenkonzentrationen in der Grössenordung von 100 mg/m3 und ähnlichen\nKorngrössen mit einem Maximum um 0,1 μm auf. Bei sehr unvollständiger Verbrennung von Holz\nsteigt der Staubgehalt deutlich an, was gleichzeitig mit einer Verschiebung des Korngrössenmaximums zu grösseren Partikeln verbunden ist. Holzstaub und Dieselruss sind aber in jedem Fall\nzum überwiegenden Teil lungengängige Feinstäube kleiner 2,5 μm und damit potenziell gesundheitsrelevant. Aufgrund ihrer Korngrösse ist bei allen untersuchten Staubarten davon auszugehen,\ndass sie in den Atmungstrakt und insbesondere auch in die Alveolen der Lunge eindringen\nFeinstaub aus der nahezu vollständigen Verbrennung von naturbelassenem Holz in automatischen Holzfeuerungen ist grossteils anorganisch und besteht hauptsächlich aus Salzen.\nDieser Feinstaub weist in den vorliegenden Tests eine mindestens rund fünffach geringere\nZelltoxizität auf als der untersuchte Dieselruss.\nFeinstaub aus dem Kamin von unter Prüfstandsbedingungen betriebenen Kleinfeuerungen mit\nHolz weisen eine vergleichbare Toxizität und Chromosomenschädigung auf wie Dieselruss.\nDer Feinstaub aus sehr unvollständiger Verbrennung von Stückholz aus einem schlecht betriebenen Holzofen besteht grossteils aus Russ und organischen Substanzen und er weist einen rund\n20-fach höheren PAK-Gehalt auf als der untersuchte Dieselruss. Dieser russartige Holzstaub ist\nrund zehnmal wirksamer in Bezug auf Zelltoxizität und Chromosomenschädigung als Dieselruss\nund somit rund zwei Grössenordnungen schädlicher als salzartiger Holzstaub aus einer\nIm Weiteren ist zu beachten, dass die Innenraumbelastung von schlecht betriebenen Holzfeuerungen ein erhöhtes Gesundheitsrisiko für die Bewohner darstellen kann. Untersuchungen an\nPersonen, welche in Mexiko auf einfachen Feuerstellen mit Holz kochen, bestätigen denn auch\nein mit Rauchen vergleichbares Lungenkrebsrisiko . Erhebungen in Indien zeigen, dass in\nIndien jährlich rund 500'000 Kinder unter 14 Jahren an den Folgen der Innenraumbelastung durch\nKochen mit biogenen Feststoffen sterben und dass zwei Drittel aller an Lungenkrebs erkrankten\nFrauen Nichtraucherinnen sind .\nZur Ableitung der Konsequenzen von Feinstaub in der Umgebungsluft ist zu beachten, dass die\nMethode lediglich die biologische Reaktivität der Feinstäube sowie der an den Feinstäuben adsorbierter Schadstoffe erfasst. Einwirkungen gasförmiger Schadstoffe im Abgas sowie kombinierte\nWirkungen von Schadgasen und Partikeln werden damit nicht erfasst. Ebenso werden allfällige\nVeränderungen der Partikel in der Atmosphäre, aber auch mögliche Veränderungen zwischen\nProbenahme und Zelltest nicht erfasst.\nKlippel N. und Nussbaumer T. (2007): Wirkung von Verbrennungspartikeln. 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B E D I E N U N G S... U S E R M A N U... M A N U E L D ’...\nder nachhaltige weg – UmweltfreUndliche\nErläuterung 2: Gebäude - Technik Steiermark\nharvia - Finlandia Sauna